Структура і функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу у водоймах, забруднених мінеральним азотом

Размещено на http://www.allbest.ru/

НАЦІОНАЛЬНА АКАДЕМІЯ НАУК УКРАЇНИ

ІНСТИТУТ ГІДРОБІОЛОГІЇ

УДК [579.68:574.58](285.3)

СТРУКТУРА І ФУНКЦІОНУВАННЯ БАКТЕРІОПЛАНКТОНУ ТА БАКТЕРІОБЕНТОСУ У ВОДОЙМАХ, ЗАБРУДНЕНИХ

МІНЕРАЛЬНИМ АЗОТОМ

03.00.17 - гідробіологія

АВТОРЕФЕРАТ

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата біологічних наук

СТАРОСИЛА Євгенія Василівна

Київ - 2009

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в Інституті гідробіології Національної Академії Наук України

Науковий керівник: доктор біологічних наук

Олійник Галина Миколаївна

Офіційні опоненти: доктор біологічних наук, професор

Гвоздяк Петро Ілліч,

Інститут колоїдної хімії та хімії води ім. А.В. Думанського

НАН України, головний науковий співробітник відділу

каталітичного очищення води

кандидат біологічних наук

Кірєєва Ірина Юріївна,

Національний університет біоресурсів і природокористування

України, доцент кафедри гідробіології

Захист дисертації відбудеться «15» жовтня 2009 р. об 1100 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.213.01 в Інституті гідробіології НАН України за адресою: 04210, м. Київ, просп. Героїв Сталінграду, 12.

З дисертацією можна ознайомитися у бібліотеці Інституту гідробіології НАН України (м. Київ, просп. Героїв Сталінграду, 12).

Автореферат розісланий «4 » вересня 2009 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради,

кандидат біологічних наук Гончаренко Н.І.

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Антропогенний вплив урбанізованих міст, промислових та сільськогосподарських підприємств на водні об'єкти призводить до їх забруднення природними органічними і мінеральними сполуками, а також ксенобіотиками. Це обумовлює зміни у стані екосистем водойм, викликає порушення процесів формування та функціонування біоценозів різних трофічних рівнів, погіршення якості води та зміни складу донних відкладів. Процеси евтрофікації водойм прискорюються внаслідок збільшення концентрації в них біогенних речовин, насамперед, фосфору та мінерального азоту. У водних об'єктах джерелом автохтонного органічного та мінерального азоту є прижиттєві та посмертні метаболіти гідробіонтів. Алохтонний азот у водойми може потрапляти разом з поверхневим стоком, стічними водами, допливати з неглибоких водоносних горизонтів, які забруднюються внаслідок проникнення до них поверхневих вод з сільськогосподарських угідь, тваринницьких комплексів, складів мінеральних добрив тощо.

Трансформація органічних і мінеральних речовин автохтонного та алохтонного походження відбувається у водних екосистемах у товщі води та донних відкладах за рахунок життєдіяльності організмів планктону і бентосу, важливим і невід'ємним компонентом яких є мікроорганізми. Бактеріопланктон та бактеріобентос виконують важливу роль у двох основних процесах: здійснюючи деструкцію органічної речовини та трансформацію мінеральних сполук, вони визначають процеси самоочищення водойм; з їх допомогою у трофічній піраміді відбувається перенесення речовини та перехід енергії на вищі трофічні рівні. Встановлення закономірностей формування і функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу в умовах антропогенного забруднення (особливо у випадку екстремальної концентрації мінерального азоту в різнотипних водоймах) потрібно для загальної характеристики гідробіоценозів, розшифрування їх реакції на зміну абіотичних та біотичних чинників, а також визначення рівня еластичності та екологічної ємкості екосистем водойм.

Отримані на підставі аналізу і узагальнення матеріалів досліджень результати можуть бути використані для розшифрування механізмів формування і функціонування в екстремально забруднених водних об'єктах стійких до забруднень мікробних угруповань, а також їх ролі в процесах самоочищення.

Зв'язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Дисертаційна робота виконувалася в рамках науково-дослідної теми Інституту гідробіології НАН України: «Трансформація алохтонного й автохтонного азоту у системах аквакультури та його вплив на репродуктивні процеси риб і безхребетних» (державний реєстраційний номер 0103V003925).

Мета і завдання досліджень. Мета роботи Ї встановити закономірності формування структури і функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу в умовах екстремального забруднення водних об'єктів мінеральним азотом; дослідити зв'язки між цими показниками. Для досягнення поставленої мети необхідно було вирішити такі завдання:

Ш вивчити структурні показники (чисельність, біомасу, морфологічний склад) і особливості функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу у водоймах за умов різної концентрації мінерального азоту;

Ш проаналізувати структуру 16S рибосомной РНК бактеріопланктону;

Ш дослідити in situ метаболічну активність бактеріопланктону;

Ш оцінити деструкцію органічної речовини, як показника інтенсивності мікробіологічних процесів у воді та донних відкладах;

Ш вивчити активність каталази у донних відкладах;

Ш встановити зв'язок між структурними і функціональними показниками бактеріопланктону і бактеріобентосу та вмістом мінерального азоту у воді досліджених водойм.

Об'єкт досліджень - бактеріопланктон та бактеріобентос забруднених мінеральним азотом різнотипних водойм (паркових та рибних ставів) та ділянки річки Рось в районі Білоцерківської експериментальної гідробіологічної станції.

Предмет досліджень - структура і функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу у водоймах з навантаженням мінеральним азотом від 0,4 до 1000,0 мг N/дм3.

Методи дослідження. Роботу виконано з використанням сучасних методів водної мікробіології: обробку препаратів з метою характеристики структурних параметрів бактеріопланктону та бактеріобентосу виконано із застосуванням відповідних барвників-флуорохромів та системи автоматичного аналізу зображення та програмування MultiScan; метаболічну активність бактерій визначали in situ цитохімічними методами; аналіз структури бактеріопланктону на основі 16S рРНК виконано методом PCR?DGGE. Деструкцію органічної речовини у воді та донних відкладах, а також активність каталази у донних відкладах визначали загально прийнятими методами.

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше вивчено вплив екстремального забруднення водойм мінеральним азотом на структурно-функціональну характеристику бактеріопланктону та бактеріобентосу у природних умовах, а саме у штучних ставах порівняно невеликих розмірів, які можна розглядати як модельні водні об'єкти.

Встановлено зміни, що відбулися у біоті вивчених водойм внаслідок високих концентрацій у воді Nмін. У водоймі, де концентрація Nмін у воді становила 128,8?1349,0 мг N/дм3, спостерігався слабкий розвиток автотрофних організмів (і зв'язане з цим недонасичення води киснем), нечисленний зоопланктон, відсутність риб, а також перевага у складі органічної речовини біохімічно стійких сполук (в основному продуктів розкладу листя дерев).

Доведено, що висока концентрація мінерального азоту у воді впливала на бактеріопланктон та бактеріобентос як безпосередньо, так і опосередковано. Виявлено, що безпосередня дія високої концентрації мінерального азоту (близько 1000 мг N/дм3) на бактеріопланктон найбільш виразно проявилася в ушкодженні цитоплазматичної мембрани клітин.

Встановлені зміни у життєдіяльності бактеріопланктону та бактеріобентосу: зменшення кількості клітин з нуклеоїдом та реплікованим нуклеоїдом, пригнічення процесів деструкції органічної речовини у воді та донних відкладах, а також перевага у мулах хімічного розкладу перекису водню над ферментативним та зниження активності ферменту каталази були пов'язані зі змінами в екосистемі досліджених водойм.

Встановлено, що однією з причин зниження вмісту мінерального азоту у воді екстремально забрудненого ставу зі слабким розвитком автотрофної ланки (вищих водяних рослин, фітопланктону) є активна асиміляція амонійного азоту бактеріопланктоном, що підтверджується збільшенням розмірів і біомаси бактеріальних клітин.

Молекулярно-генетичним аналізом встановлена висока гетерогенність генетичного профілю груп бактерій, до складу яких входять мікроорганізми, що беруть участь у циклі азоту та здатні розкладати важко засвоювані органічні сполуки. Це підтверджує їх значну роль у процесах трансформації мінерального азоту та органічної речовини у водоймах, які зазнають антропогенного впливу. У бактеріопланктоні виявлено високий відсоток секвенцій рибосомной ДНК, загальних для всіх досліджених водойм, що свідчить про еластичність його метаболізму та здатність адаптуватися до лімничних і лотичних умов існування, а також вмісту мінерального азоту у воді від 0,2 до 1000,0 мг N/дм3.

Практичне значення одержаних результатів. Результати роботи є невід'ємним компонентом гідроекологічного дослідження екосистем. Представлені матеріали мікробіологічного моніторингу водойм можуть бути використані при прогнозуванні реакції мікробоценозів та перебігу мікробіологічних процесів в умовах різного навантаження водних екосистем мінеральним азотом. Одержані результати використано при підготовці звіту з теми, в рамках якої здійснювалися дослідження.

Особистий внесок здобувача. Дисертаційна робота є самостійним дослідженням, виконаним автором. Здійснено збір польового матеріалу, його опрацювання, аналіз та узагальнення. Всього відібрано та опрацьовано 584 проби води та донних відкладів різнотипних ставів та ділянки р. Рось у районі Білоцерківської експериментальної гідробіологічної станції. Виконано мікроскопію 1280 препаратів бактеріопланктону та бактеріобентосу, визначено деструкцію органічної речовини у 210 пробах води та донних відкладів, активність каталази Ї у 128 пробах донних відкладів, вміст кисню Ї у 160 пробах води. Для молекулярно-генетичного аналізу здобувачем самостійно виконано попередню обробку проб бактеріопланктону. Допомогу у проведенні аналізу PCR?DGGE, систематизації і узагальненні отриманих результатів автору надавали колеги кафедри екології мікроорганізмів Варшавського університету. Основні положення дисертаційної роботи та висновки сформульовані автором самостійно.

Апробація результатів дисертації. Матеріали дисертаційної роботи були представлені на: IV з'їзді Гідроекологічного товариства України (Карадаг, 2005 р.), IV Ogуlnopolska konferencja Hydromikrobiologiczna (Mikoіajki, 2006 r.), ІІІ Міжнародній конференції молодих вчених (Одеса, 2007 р.), 2-му Байкальському мікробіологічному симпозіумі з міжнародною участю (Іркутськ, Росія, 2007 р.). Доповідь на Молодіжній школі-конференціі (Тернопіль, 2008 р.) була нагороджена грамотою. Матеріали дисертації доповідалися на засіданнях Вченої ради Інституту гідробіології НАН України як звіти стипендіата Президента України (2006?2008 рр.) та на наукових семінарах відділу інституту.

Публікації. За матеріалами дисертаційної роботи опубліковано 14 наукових робіт, у тому числі 10 у фахових виданнях, що входять до переліку, затвердженого ВАК України.

Структура дисертації. Дисертаційна робота складається зі вступу, 6 розділів, узагальнення, висновків, списку використаних джерел літератури, який нараховує 168 найменувань (з яких 96 латиною). Загальний обсяг дисертації становить 142 сторінки машинопису, з яких основний текст викладено на 106 сторінках. Робота містить 1 таблицю, 37 рисунків, 5 мікрофотографій.

бактеріопланктон бактеріобентос забруднення азот

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

РОЛЬ МІКРОБОЦЕНОЗІВ У ФУНКЦІОНУВАННІ ВОДНИХ ЕКОСИСТЕМ

У розділі представлено аналіз даних літератури стосовно мікробної складової планктону та бентосу. Бактерії забезпечують всі ланки кругообігу речовин, необхідних для існування гідроекосистеми (Виноградский, 1952). Структурна та функціональна характеристики мікробоценозів тісно пов'язані з фізико-хімічними та біологічними умовами у водних об'єктах, можуть бути показниками стану та формування якості води у водоймі в цілому і у відповідних екологічних зонах (Тимофеева, 1987; Воронова, Остапович, 1997; Дзюбан, 2004).

Мікроорганізми у водних екосистемах є основою харчової піраміди, активною ланкою у процесах кругообігу органічної речовини і перенесенні енергії на наступні рівні трофічного ланцюгу (мікробіологічна «петля»), головними деструкторами органічних сполук і трансформаторами біогенних елементів (Олейник, 1991; Бульон, 1999, 2002; Драбкова, 2000; Садчиков, 2001; Копылов и др., 2007; Њwi№ntecki, 2003).

Проаналізовано матеріали літератури щодо джерел надходження, концентрації, трансформації та зміни вмісту (внаслідок фізико-хімічних та біологічних процесів) алохтонного та автохтонного мінерального азоту у природних та штучних водних екосистемах (Кузнецов, Дубинина, 1989; Курейшевич, 2005; Медведь и др., 2005; Морозова, 2006; Allan, 1998; Kajak, 1998; Klimiuk, Јebkowska, 2004).

Бактеріям властивий широкий спектр ензимів, завдяки чому вони здатні утилізувати і трансформувати практично всі існуючі у природі речовини. Активність різних ферментів використовують як показник інтенсивності метаболізму мікробоценозів, а також як індикатор присутності забруднюючих речовин у воді та донних відкладах (Цокур, Степанюк, 1989; Корнеева, Ведерников, 1994).

Викладене вище свідчить, що мікроорганізми, маючи високу швидкість розмноження і широкий спектр конструктивних та адаптивних ензимів, здатні функціонувати в різних умовах забруднення, трансформуючи його і сприяючи самоочищенню водойм. Встановлення загальноприйнятими, цитохімічними та молекулярно-генетичними методами особливостей структури і функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу в умовах екстремального забруднення мінеральним азотом водних об'єктів, а також дослідження зв'язків між цими показниками є необхідною складовою частиною комплексних гідрохімічних та гідробіологічних досліджень.

МАТЕРІАЛИ ТА МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕНЬ

Характеристика досліджуваних об'єктів. Дослідження проводили у 2003-2006 рр. на водоймах (№№ 1, 2, 3), розміщених на території парку «Олександрія» (м. Біла Церква), рибних ставках (№№ 21, 23, 30) Білоцерківської експериментальної гідробіологічної станції (БЕГС) Інституту гідробіології НАН України та ділянці річки Рось у районі БЕГС (станція 5). Нижній парковий став (№ 3) є джерелом водопостачання для двох «дослідних» (№№ 21, 23) рибних ставків БЕГС. Для третього «контрольного» (№ 30) рибного ставку джерелом водопостачання є р. Рось (рис. 1).

Став № 1 (ст. 1) обмілів, інтенсивно заростає вищою водяною рослинністю та в останні роки практично перетворився на болото.

На лівому березі ставу № 2, на поверхню ґрунту виходять екстремально забруднені мінеральним азотом підповерхневі води, в яких вміст амонійного азоту у деякі періоди 2003-2004 рр. досягав 1200-1400 мг N/дм3. Ці води, стікаючи по похилій поверхні, збагачуються часточками ґрунту та речовинами, які містяться у його верхньому шарі; з ними у водойму потрапляє не тільки азот, а й алохтонна мікрофлора. Поблизу допливу забруднених вод (ст. 2А') концентрація мінерального азоту була 1249?1349 мг N/дм3, влітку внаслідок дисоціації амонійного азоту іноді відчувався запах аміаку. У ставі концентрація мінерального азоту у воді була у межах від 128,8 до 667,8 мг N/дм3, у нижній частині водойми вміст Nмін знижувався в середньому більше, ніж у 3,0 рази (Крот и др., 2005). Наведені концентрації мінерального азоту перевищують показники, характерні для води, яка витікає зі звалищ комунальних відходів, або неочищеної стічної води (Бевза, Иссаенко, 2005; Sіomczyсska, Wojtkowska, 2001). Екстремальне навантаження ставу мінеральним азотом негативно впливало на розвиток вищих водяних та наземних рослин (Плескач, 2004).

Донні відклади екстремально забрудненого мінеральним азотом ставу (№ 2) мали різний характер: на мілині (ст. 2А') вони фактично були продовженням льосових ґрунтів берега; у верхній частині ставу на відстані 3?5 м від берега (ст. 2А) 10-15 см верхнього шару донних відкладів були білого кольору внаслідок насичення карбонатами; на середині ставу (ст. 2с) відклади замулювалися; у нижній частині (ст. 2) сформувалися детритні мули буро-чорного кольору, які містили велику кількість напіврозкладеного листя дерев та рештки відмерлих вищих водяних рослин.

У нижній частині наступного у каскаді паркового ставу (ст. 3) концентрація мінерального азоту становила 54,0-74,4 мг N/дм3 (Крот и др., 2005). У цій водоймі відмічався кращий, ніж у вище розташованому ставі, розвиток макрофітів Ї у верхній частині на площі близько 25 м2 росли занурені та повітряно-водяні рослини, які виконували роль біоплато. Донні відклади ставу були подібними до мулів нижньої частини вище розташованої водойми.

Рибні ставки БЕГС зариблені коропом (100 екземплярів, середня щільність посадки риб 0,4 кг/м2) та мають однакову морфометричну характеристику, гідрологічний режим, але різні джерела водопостачання, що визначає концентрацію в їх воді Nмін. У воді «дослідних» ставків (№№ 21, 23) вона була майже такою, як у джерелі водопостачання (став № 3), і становила 24,4-60,8 мг N/дм3, що перевищувало показники ГДК для водойм рибогосподарського призначення за амонійним азотом у 24-29 разів, нітритним та нітратним - у 4-7 разів. У воді «контрольного» ставка (водопостачання з р. Рось) концентрація мінерального азоту була в середньому 0,44 мг N/дм3, тобто на два порядки нижчою, ніж у «дослідних» ставках. Вміст амонійного, нітритного та нітратного азоту не перевищував ГДК для водойм рибогосподарського призначення (Обобщенный перечень…, 1990; Крот и др., 2005; Потрохов и др., 2005, 2006). Головною відміною рибних ставків від паркових водойм було функціонування в них повного трофічного ланцюга - розвиток фіто-, зоопланктону та присутність риби. У рибних ставках відмічали суттєву різницю у розвитку зоопланктону: у «дослідному» ставку № 21 його розвиток був меншим, ніж у ставку № 23, а у «контрольному» середньорічні показники чисельності зоопланктону були у 3,4?6,3 рази вищими, ніж у «дослідному» № 23 (Подругіна, Леконцева, Фриновська, 2008). Донні відклади рибних ставків були представлені чорними детритними мулами.

У воді річки Рось у районі БЕГС (ст. 5) середній вміст мінерального азоту не перевищував 0,29 мг N/дм3 (Киризий, Бабич, Самойлова, 2005).

Порівняно невеликий об'єм досліджуваних водойм дозволяє розглядати їх як модельні об'єкти для вивчення у природних умовах впливу екстремальної концентрації мінерального азоту на гідробіоценози та один з їх компонентів, важливий для функціонування екосистем, Ї мікрофлору води та донних відкладів.

Методи досліджень. Для вивчення чисельності, біомаси, морфології бактеріопланктону та бактеріобентосу, а також визначення у бактеріопланктоні цитохімічними методами метаболічно активних клітин готували препарати на чорних полікарбонатних мембранних фільтрах Millipor (dпор = 0,22 мкм). Досліджування проводили з використанням епіфлуоресцентних мікроскопів Axioskop 20FL (Opton) чи ВХ-41 (Olympus), обладнаних системою автоматичного аналізу зображення MultiScan у модифікації А. Свіонтецького (Њwi№tecki, 1997), на кафедрі мікробіології Вармінсько-Мазурського університету в м. Ольштині (Польща).

Чисельність бактеріопланктону та бактеріобентосу визначали методом прямого підрахунку, забарвлюючи препарати флуорохромом 4,6-діамідіно-2-феніліндол (DAPI) (Hobbie, Daley, Jasper, 1977; Porter, Feig, 1980) та розраховували за загально прийнятою формулою А. Г. Родіної (Родина, 1965), а біомасу за (Norland, 1993). Облік клітин з нуклеоїдом, з реплікованим нуклеоїдом, активним транспортом електронів, стан цитоплазматичної мембрани виконували згідно з (Methods in microbiology, 2001). Визначення евтрофних та оліготрофних бактерій проводили стандартним методом (Кузнецов, Дубинина, 1989). Серед евтрофних бактерій визначали кількість мікроорганізмів з активною електронно-транспортною системою (ТТХ+) (Олейник, Кабакова, 1995). Розчинений у воді кисень визначали за Вінклером з поправкою на присутність у воді значної кількості нітритів (Методика використання…, 2002). Деструкцію органічних речовин у воді та донних відкладах вивчали відповідно методами склянок по споживанню кисню та ізольованих циліндрів за приростом вмісту СО2 у воді над монолітом ґрунту (Романенко, Кузнецов, 1974; Мартынова, Козлова, 1987; Кузнецов, Дубинина, 1989). Розклад перекису водню у донних відкладах визначали, враховуючи ферментативний (за рахунок каталази) та неферментативний (хімічний) розклад Н2О2 (Петерсон, Курыляк, Франчук, 1984; Тимофеева, 1987). Вивчення структури бактеріопланктону на основі 16S рРНК виконували, використовуючи техніку PCR-DGGE (Muyzer, De Waal, Uitterlinden, 1993). PCR (Polymerase Chain Reaction) Ї полімеразну ланцюгову реакцію (ПЛР) здійснювали, застосовуючи комплекс стартерів, специфічних для груп: Eubacteria (EUB 338f), Cytophaga-Flavobacterium (CF 319af), б-Proteobacteria (ALF 19f ) та в-Proteobacteria (CTO 189f, CTO 189fC, CTO 654r). Для розділення ПЛР-продуктів використали метод DGGE (Denaturing Gradient Gel Electrophoresis) - електрофорез у денатуруючому поліакриламідному гелі. Для візуалізації продуктів ПЛР застосовували забарвлення флуорохромом SYBR Green.

Статистичну обробку отриманих мікробіологічних даних проводили, використовуючи програмне забезпечення Statistica 5.5 та Microsoft Office Excel 2003.

БАКТЕРІОПЛАНКТОН ВОДОЙМ

Чисельність та біомаса. Чисельність бактеріопланктону у паркових ставах коливалася у межах 3,4-23,7, у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно 6,0-16,6 та 27,6-32,4, у воді р. Рось Ї 11,6-20,5 млн. кл/см3 і була мінімальною восени. Біомаса бактерій у паркових ставах складала - 64,6-508,7, у «дослідних» і «контрольному» рибних ставках відповідно - 94,3-255,4 і 316,9-526,4, у воді річки - 121,3-348,9 мкг С/дм3 і по сезонах змінювалася відповідно чисельності.

Багаторічні мікробіологічні дослідження забруднених водойм дозволили відстежити зв'язок між чисельністю, біомасою бактеріопланктону та концентрацією амонійного азоту, який найбільш чітко проявився у екстремально забрудненій мінеральним азотом водоймі (№ 2): зменшення вмісту N-NH4 у воді від верхньої до нижньої частини ставу більше, ніж у 2,0 рази, співпало зі збільшенням чисельності та біомаси бактеріопланктону відповідно в середньому у 1,4 та 1,8 рази (рис. 2). Приріст чисельності та біомаси бактеріопланктону одночасно зі зменшенням вмісту у воді амонійного азоту свідчить про його асиміляцію мікроорганізмами і використання у їх метаболізмі, оскільки відомо, що для більшості бактерій мінеральний азот слугує джерелом азотного харчування; при значному вмісті N-NH4 у середовищі домінує безпосереднє амінування, яке каталізується дегідрогеназою L-глутамінової кислоти. Йони амонію, які безпосередньо потрапляють до клітини, використовуються для синтезу амінокислот (Paul, Clark, 1996). Роль бактеріопланктону у процесах асиміляції амонійного азоту була найбільш виразною у водоймі з екстремальною концентрацією Nмін у зв'язку зі слабким розвитком у ній автотрофної ланки, зокрема вищої водяної рослинності. У наступному парковому ставі № 3 зменшення в середньому у 2,0 рази концентрації амонійного азоту не призводило до збільшення чисельності та біомаси бактеріопланктону (див. рис. 2). Відсутність зв'язку між цими показниками та вмістом амонійного азоту свідчить, що в процесах його асиміляції бактеріопланктон займав підпорядковане місце, порівняно з вищою водяною рослинністю, яка розвивалася у верхній частині водойми і виконувала роль біоплато.

У «дослідних» рибних ставках чисельність та біомаса бактеріопланктону були подібними до зафіксованих у джерелі водопостачання (став № 3). Відносно постійні чисельність і біомаса бактеріопланктону у рибних ставках були обумовлені пресом на нього зоопланктону, який визначав механізм контролю чисельності та функціонування мікроорганізмів.

Морфологічні форми, об'єми та розмірні групи клітин. Для характеристики морфологічної структури бактеріопланктону виділяли три основні форми клітин: палички, коки, а також викривлені, звиті та нитчасті бактерії, які були об'єднані в групу «викривлені». У бактеріопланктоні всіх ставів та р. Рось домінували паличковидні форми Ї 68,5-84,3, коки складали 10,2-29,6, клітини викривленої форми - 0,9?18,2% загальної кількості бактерій. У всіх досліджених водоймах у бактеріопланктоні найменший об'єм мали палички Ї 0,041?0,093, проміжне місце займали коки Ї 0,058?0,098, а найбільшими були бактерії викривленої форми Ї 0,140?0,310 мкм3. Домінуючою групою у бактеріопланктоні всіх ставів були дрібні клітини (< 0,1 мкм), які складали більше 66,0%; клітини середніх розмірів (0,1-0,5 мкм) становили 9,2-30,7, а великих (> 0,5 мкм) - 1,0-3,5%.

По акваторії ставу № 2 відсоток у бактеріопланктоні клітин викривленої форми, а також з розмірами від 0,1 до > 0,5 мкм поблизу допливу забрудненого стоку (ст. 2А') сягав відповідно 11,7 та 33,3%, на відстані 3?5 м (ст. 2А) знижувався у 1,6 та 2,3 рази (рис. 3, а). Це свідчить про елімінацію алохтонної мікрофлори (у значній мірі мікроорганізмів ґрунту), що надходила у верхню частину ставу з підповерхневим та теригенним стоком. У верхній частині водойми (ст. 2А) з концентрацією амонійного азоту близько 150 мг N/дм3 середній об'єм клітин у бактеріопланктоні складав 0,059 мкм3. У нижній частині (ст. 2) зі зниженням концентрації амонійного азоту більше, ніж у 2,0 рази, об'єми бактерій збільшувалися у 1,5 рази (рис. 3, б). Між концентрацією амонійного азоту та вмістом клітин з розмірами від 0,1 до > 0,5 мкм у досліджених водоймах виявлено тісну кореляцію (r = 0,77, Р < 0,05, n = 24). Це підтверджує асимілювання бактеріями амонійного азоту та його використання у конструктивному та енергетичному обміні.

Для бактеріопланктону рибних ставків (№№ 23, 30) з інтенсивним розвитком зоопланктону характерним було утворення мікроколоній, агрегованість клітин, значна чисельність нитчастих і викривлених форм мікроорганізмів (фото 1). Такі зміни структури за даними (Jьrgens, Jeppesen, 2000; Hahn, Hцfle, 2001; Koton-Czarnecka, Chrуst, 2002) є специфічною реакцією бактеріоценозу на виїдання протозоо- та зоопланктоном.

Евтрофні та оліготрофні мікроорганізми. Чисельність евтрофних бактерій (ЕБ) за період досліджень у паркових ставах в середньому становила 5,8?46,9, у рибних ставках - 12,6?14,0, у воді р. Рось Ї 3,8 тис. кл/см3. ЕБ, що характеризувалися активним транспортом електронів (ТТХ+), у паркових ставах в середньому складали 35,2?47,5, у рибних ставках - 27,2?43,6, у воді річки Ї 19,8%. Кількість оліготрофних бактерій (ОБ) становила відповідно 9,2?67,2, 23,8?31,8 та 4,6 тис. кл/см3. Просторова динаміка евтрофних мікроорганізмів, як і бактеріопланктону в цілому, у ставі, до якого допливає підповерхневий та теригенний стік, свідчить про перебудову бактеріоценозу: елімінація алохтонної мікрофлори підтверджується зменшенням у 3,8 рази кількості ЕБ по мірі віддалення від місця допливу стоку. У «дослідних» рибних ставках порівняно з джерелом їх водопостачання (став № 3) кількість ЕБ збільшувалася, що обумовлювалося якістю органічної речовини (продукти метаболізму фіто-, зоопланктону та риб).

У досліджених водоймах для сезонної динаміки ЕБ та ОБ було характерним збільшення їх чисельності від весни до осені; кількість оліготрофних бактерій часто перевищувала число евтрофних і співвідношення ЕБ/ОБ було < 1,0 (рис. 4).

Метаболічно активні клітини. У бактеріопланктоні клітини з нуклеоїдом складали в залежності від сезону і станції відбору проб 10,0-82,0% загальної чисельності бактерій. Максимальний відсоток (48,2-82,0%) спостерігали у бактеріопланктоні рибних ставків, в яких вміст клітин з нуклеоїдом був в середньому у 4,0 рази вищим, ніж у паркових (рис. 5, а). Це обумовлювалось різним якісним складом органічної речовини, яка у паркових ставах представлена продуктами деструкції листя дерев (біохімічно важко засвоюваними сполуками), а у рибних ставках - метаболітами фіто-, зоопланктону та риб (легко засвоюваними органічними речовинами). Відмічено приріст у бактеріопланктоні відсотку клітин з нуклеоїдом при зниженні вмісту мінерального азоту, але між цими показниками не встановлено корелятивної залежності.

Доля клітин з реплікованим нуклеоїдом (потенційно готових до поділу) в залежності від сезону і станції відбору проб складала від 0,6 до 28,2% чисельності бактеріопланктону і була значно нижчою, ніж клітин з нуклеоїдом. Максимальний вміст клітин (22,7-28,2%), які знаходилися на стадії поділу, спостерігався у бактеріопланктоні рибних ставків, які характеризувалися інтенсивним розвитком зоопланктону; їх кількість була в середньому у 5,2 рази вищою, ніж у бактеріопланктоні паркових ставів з редукованим трофічним ланцюгом (рис. 5, б). Активне, особливо у літній період, виїдання зоопланктоном бактерій сприяло їх поділу і прискоренню темпу розмноження.

Клітини з неушкодженою цитоплазматичною мембраною у бактеріопланктоні складали від 7,0 ± 1,7 до 64,5 ± 6,1%. Було виявлено чітку ушкоджуючу дію на цитоплазматичну мембрану бактерій високої концентрації мінерального азоту: при вмісті Nмін близько 1000 мг N/дм3 клітини з неушкодженою мембраною у бактеріопланктоні складали лише 7%. При концентрації мінерального азоту у воді до 200 мг N/дм3 відсоток таких клітин підвищувався у 9,2 разів Ї до 64,5% (рис. 6).

Визначення клітин з активним транспортом електронів (СТС+) проводили у літній період. У ставах з високим вмістом у воді Nмін відсоток таких клітин становив 9,2-14,3, у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно - 3,7-9,4 та 10,8, у р. Рось - 16,4% чисельності бактеріопланктону. Такі коливання чисельності СТС+ клітин та їх вміст у бактеріопланктоні підтверджують (Косолапов, Копылов, 2001; Lew, Њwi№tecki, 2003, 2007).

Результати вивчення цитохімічними методами метаболічної активності бактеріопланктону свідчать про відносно низький вміст у ньому активних клітин. Це співпадає з даними літератури (Methods in microbiology…, 2001; Hatzinger et al., 2003) і пояснюється тим, що у природних умовах процеси метаболізму бактерій можуть пригнічуватися чи інтенсифікуватися властивою водоймам мікрозональністю фізико-хімічних параметрів, внаслідок чого на момент дослідження реєструються тільки клітини, що знаходяться в сприятливих умовах існування (Nielsen, Aquino de Muro, Nielsen, 2003).

Аналіз структури бактеріопланктону на основі 16S рРНК методом DGGE. Структура бактеріопланктону забруднених мінеральним азотом ставів (№№ 2, 3) та ділянки р. Рось у районі БЕГС характеризувалася значною генетичною різнорідністю: у групі Eubacteria ідентифіковано 38, у групі Cytophaga-Flavobacterium Ї 51, у групі б-Proteobacteria Ї 39, у групі в-Proteobacteria Ї 50 секвенцій рибосомной ДНК (рДНК) (рис. 7, а). Відповідно у кожній групі бактерій виявлено: секвенції, які зустрічалися у бактеріопланктоні всіх водойм; секвенції, унікальні для бактеріопланктону даної станції. Крім того, для естремально забрудненого мінеральним азотом ставу (№ 2), у якому проби води відбирали на трьох різних ділянках, встановлені секвенції, характерні для бактеріопланктону цієї водойми в цілому.

У естремально забрудненому мінеральним азотом ставі в районі допливу забрудненого підповерхневого та теригенного стоку (ст. 2А') генетичний профіль бактеріопланктону характеризувався найбільшою різноманітністю. У групі Eubacteria ідентифіковано 21 секвенцію рДНК, з яких 4,8% були унікальними, специфічними тільки для цієї ділянки ставу. Далі по акваторії ставу такі секвенції у бактеріопланктоні не зареєстровані. У групі Cytophaga-Flavobacterium виявлено 31 секвенцію рДНК, з яких 12,9% були унікальними. У нижній частині водойми кількість унікальних секвенцій знижувалася у 2,0 рази. У групі б-Proteobacteria у пробах генетичного матеріалу на екстремально забрудненій мінеральним азотом ділянці ідентифіковано 22 секвенції рДНК, з них Ї 18,2% унікальні. У бактеріопланктоні ділянки, віддаленої від допливу забруднення та нижньої частини ставу унікальні секвенції рДНК складали відповідно 5,3 та 25,0%. У групі в-Proteobacteria на станції з найвищим вмістом у воді Nмін у бактеріопланктоні виявлено 33 секвенції рДНК, з них Ї 6,1% унікальні. На відстані від місця допливу стоку у бактеріопланктоні не ідентифіковано унікальних для цієї станції секвенцій рДНК, у нижній частині ставу виявлено 9,1% таких секвенцій (рис. 7, б, в, г, д).

У бактеріопланктоні ставу № 3, як і у нижній частині естремально забрудненого мінеральним азотом ставу, у групі Eubacteria ідентифіковано 20 секвенцію рДНК. Генетичний профіль бактеріопланктону у цій водоймі характеризувався присутністю 15,0% унікальних секвенцій рДНК, характерних для цієї станції. У групі Cytophaga-Flavobacterium загальна кількість секвенцій рДНК становила 25, з них унікальних було 8,0%, тобто порівняно з генетичним профілем бактеріопланктону нижньої частини ставу № 2 у цій групі зменшились як загальна кількість секвенцій рДНК, так і відсоток унікальних. У групі б-Proteobacteria загальна кількість секвенцій рДНК складала 21, з яких 9,5% були унікальними. У групі в-Proteobacteria загальна кількість секвенцій рДНК була подібною до відміченої у бактеріопланктоні нижньої ділянки естремально забрудненого мінеральним азотом ставу, але відсоток унікальних для водойми секвенцій знизився у 3,0 рази (див. рис. 7, б, в, г, д).

У бактеріопланктоні річки Рось у районі БЕГС (ст. 5) порівняно з парковими ставами група Eubacteria відзначалася найбільшим число секвенцій (23), серед них 13,0% були унікальними, характерними тільки для цієї ділянки річки. У групі Cytophaga-Flavobacterium у генетичному матеріалі з води річки ідентифіковано 31 секвенцію рДНК, з них 3,2% були унікальними. У групі б-Proteobacteria ідентифіковано 20 секвенції рДНК, з яких 20,0% були унікальні, характерні для цієї ділянки річки. У групі в-Proteobacteria у генетичному профілі бактеріопланктону виявлено 32 секвенції рДНК, з них 9,4% були унікальними (див. рис. 7, б, в, г, д).

Аналіз генетичного матеріалу підтвердив наявність значної кількості алохтонної мікрофлори у бактеріопланктоні естремально забрудненого мінеральним азотом ставу поблизу допливу підповерхневого та теригенного стоку (ст. 2А'). У генетичному профілі групи Eubacteria виявлено 4,8%, а групи Cytophaga-Flavobacterium, до якої відносяться більшість мікроорганізмів ґрунту, Ї 12,9% унікальних секвенцій рДНК, специфічних тільки для бактеріопланктону цієї частини ставу. На відстані від району допливу забрудненого стоку (ст. 2А) у групі Eubacteria ці секвенції рДНК зникли, а у групі Cytophaga-Flavobacterium їх відсоток знизився більше ніж у 4,0 рази. Це свідчить про те, що по акваторії ставу відбувалася поступова елімінація алохтонної мікрофлори та формування автохтонного бактеріопланктону.

Найбільшу різнорідність профілю бактеріопланктону досліджених водних об'єктів було виявлено у групі Cytophaga-Flavobacterium, до якої відноситься більшість мікроорганізмів води та ґрунтів. Відомо, що бактерії роду Cytophaga характеризуються високою ензиматичною активністю (можуть розкладати целюлозу, пектини, фітогенний матеріал), а деякі види бактерій роду Flavobacterium відносяться до оліготрофів, здатних розвиватися у водоймах з низьким поживним потоком вуглецю, і можуть розкладати біохімічно стійкі сполуки (Максименко и др., 2007; Paul, Clark, 1996). Висока гетерогенність групи Cytophaga-Flavobacterium у бактеріопланктоні ставів дає підставу вважати, що таксони бактерій, які входять до цієї групи, відіграють значну роль у трансформації органічної речовини, представленої у ставах зі слабо розвиненим фітопланктоном переважно біохімічно стійкими сполуками.

Різнорідність генетичного профілю групи в-Proteobacteria у бактеріопланктоні була близькою до групи Cytophaga-Flavobacterium. Відомо, що до групи в-Proteobacteria належать різні таксони бактерій, у тому числі мікроорганізми, здатні як до денітрифікації (види рр. Pseudomonas, Alkaligenes, Thiobacillus), так і нітрифікатори І фази. В умовах недонасичення води киснем вони утворюють не кінцеві продукти реакції, а проміжні Ї закис та окис азоту (Goreau et al., 1993; Bіaszczyk, 1995; Zart, Bock, 1998). Висока гетерогенність генетичного профілю групи в-Proteobacteria, до складу якої входять мікроорганізми циклу азоту, вказує на значну роль бактеріопланктону у процесах трансформації мінерального азоту в забруднених досліджених водоймах.

Присутність у генетичному профілі чотирьох вивчених груп бактерій від 7,7 до 24,0% секвенцій рДНК, загальних для всіх досліджених водойм (рис. 7, є) свідчить, що у бактеріоценозі містилася значна кількість бактерій-«космополітів» (еуривалентних), які мали еластичний метаболізм і були здатні адаптуватися до різних умов існування. Найбільша схожість генетичних профілів, виявлена у групі в-Proteobacteriа (24%), підтверджує, що до її складу входять мікроорганізми, які здатні функціонувати у водоймах різної трофності, лімничних і лотичних (стави, річка), з різним вмістом мінерального азоту, наприклад, як у досліджених паркових ставах з концентрацією у воді Nмін 54,0-1349,0 мг N/дм3, так і у річці з вмістом Nмін менше 0,3 мг N/дм3.

БАКТЕРІОБЕНТОС ВОДОЙМ

Чисельність та біомаса. Чисельність бактеріобентосу у паркових ставах складала 11,9?43,7, у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно Ї 13,8?27,6 та 19,0?21,9 млрд. кл/г. Біомаса бактеріобентосу у паркових ставах була 348,8?651,4, у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно Ї 214,7?435,1 та 312,9?343,8 мкг С/г. Чисельність та біомаса бактерій у донних відкладах досліджених водойм, а також варіабельність цих показників залежали від станції відбору проб та були, згідно даних літератури, характерними для евтрофних мілких водних об'єктів (Романенко, 1985; Олейник, Кабакова, 1995; Olejnik et al., 2000, 2001).

Морфологічні форми, об'єми та розмірні групи клітин. У бактеріобентосі досліджених ставів, як і у бактеріопланктоні, домінували палички, середній вміст яких становив 68,7-84,3, коки складали 5,0-20,7, бактерії викривленої форми - 4,7-23,6% загальної кількості бактерій. Найменший об'єм мали палички Ї 0,037?0,190, друге місце посідали коки Ї 0,081?0,230, а найбільшими були клітини викривленої форми Ї 0,140?0,560 мкм3. Домінуючою групою у бактеріобентосі були дрібні клітини (< 0,1 мкм), які складали більше 63,0%; клітини середнього розміру (0,1?0,5 мкм) становили 17,2?26,1, а великі (> 0,5 мкм) - 2,4-10,6% загальної кількості бактерій.

Морфологічний склад бактеріобентосу у естремально забрудненому мінеральним азотом ставі змінювався по мірі віддалення від місця внесення підповерхневого та теригенного стоку: відсоток викривлених форм бактерій в середньому зменшувався у 2,5 рази, а бактерій середнього та великого розмірів Ї у 1,6 рази (рис. 8). Такі зміни морфологічного складу бактеріобентосу були обумовлені осіданням у донні відклади верхньої частини ставу алохтонної мікрофлори, що надходила з підповерхневим та теригенним стоком.

Подібний характер донних відкладів нижніх частин паркових ставів (детритні мули з великою кількістю решток листя дерев та вищих водяних рослин) обумовлював близький морфологічний склад бактеріобентосу (вміст клітин різної форми, середній об'єм бактерій, відсоток клітин середніх та великих розмірів). У ставі № 3 паличковидні форми складали 75,2, коки - 13,6, викривлені бактерії - 9,2% чисельності бактеріобентосу; об'єм паличок був 0,071, коків - 0,130, бактерій викривленої форми - 0,340 мкм3; дрібні клітини становили 75,7, бактерії середніх розмірів - 18,4, а великі клітини - 5,6% загальної кількості бактерій.

У «дослідних» рибних ставках палички складали в середньому 76,3, коки - 12,1, викривлені форми - 11,3% чисельності бактеріобентосу; об'єм паличок був 0,085, коків - 0,150, викривлених форм бактерій - 0,260 мкм3; дрібні клітини становили 73,4, клітини середніх розмірів - 22,0, великих розмірів - 4,6% загальної кількості. У бактеріобентосі «контрольного» рибного ставку вміст паличок був 74,8, коків - 12,4, викривлених клітин - 12,4%; об'єм паличковидних клітин складав 0,120, коків - 0,140, бактерій викривленої форми - 0,330 мкм3; дрібні клітини становили 75,4, бактерії середніх розмірів - 17,2, великих розмірів - 6,9% загальної кількості. Середні за період досліджень показники вмісту у бактеріобентосі рибних ставків клітин різних морфологічних форм суттєвої різниці не мали, що пояснюється подібним характером їх донних відкладів.

Для всіх досліджених водойм характерним було збільшення восени у складі бактеріобентосу об'ємів бактерій та вмісту клітин великих розмірів. Причиною цього може бути накопичення восени у донних відкладах органічних сполук: у паркових ставах - продуктів розкладу листового опаду та вищої водяної рослинності; у рибних ставах - метаболітів фіто-, зоопланктону та риб. Не виявлено зв'язку між морфологічним складом бактеріобентосу досліджених водойм та вмістом в їх воді мінерального азоту.

ДЕСТРУКЦІЯ ОРГАНІЧНОЇ РЕЧОВИНИ

Деструкція органічної речовини у воді. За період досліджень показники деструкції органічної речовини (ОР) у воді були характерним для невеликих, мілких водойм (Гурняк, Олейник, Свионтецки, 2002) та становили: у паркових ставах Ї 0,16-0,52, у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно Ї 0,17?0,27 та 0,44?0,78 мг С/дм3·доб (рис. 9, а).

Встановлено, що у екстремально забрудненому ставі на ділянці з найбільшим вмістом у воді мінерального азоту деструкція ОР була в середньому у 2,0 рази нижчою, ніж у нижній частині ставу, у воді якої концентрація мінерального азоту знижувалася більше ніж у 3,0 рази. У воді паркових ставів внаслідок неповного трофічного ланцюга основну роль у розкладі органічної речовини у воді виконував бактеріопланктон Ї бактеріальна деструкція складала від 60,0 до 96,7% сумарної, її частка була найбільшою навесні та восени.

У «дослідних» рибних ставках рівень розкладу ОР був подібним до відміченого у джерелі водопостачання (став № 3) та у 2,7 рази меншим, ніж у «контрольному», з нижчою на два порядки концентрацією мінерального азоту (див. рис. 9, а).

У досліджених водоймах між біомасою бактерій та деструкцією ОР коефіцієнти кореляції були: у паркових ставах 0,59 (Р < 0,05, n = 12), у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно Ї 0,80 (Р < 0,05, n = 18) і 0,99 (Р < 0,05, n = 9). Це підтверджує провідну роль бактерій у процесах розкладу органічних сполук у воді досліджених водойм.

Деструкція органічної речовини у донних відкладах. Деструкція ОР у донних відкладах коливалася: у паркових ставах у межах 31,4-190,5, у «дослідних» та «контрольному» рибних ставках відповідно Ї 33,0-230,6 та 58,6-293,6 мг С/м2·доб (рис. 9, б). Мінімальні показники реєстрували у екстремально забрудненому мінеральним азотом ставі поблизу допливу забруднення у донних відкладах, насичених карбонатом. В середній та нижній частинах водойми зі зміною характеру донних відкладів (детритні мули) та зниженням концентрації мінерального азоту у воді, інтенсивність розкладу ОР підвищувалася в середньому у 2,8 рази. У «дослідних» рибних ставках середні за період досліджень показники деструкції ОР були у 1,7?2,0 рази нижчими, ніж у «контрольному» (див. рис. 9, б).

Зважаючи на те, що рибні ставки мають схожі морфометричну характеристику, гідрологічний режим, щільність посадки риб, можна припустити, що запаси та якість органічних сполук в їх воді та донних відкладах є подібними. Це дає підставу стверджувати, що одним з основних чинників, який гальмував процеси деструкції ОР як у воді, так і у донних відкладах «дослідних» ставків був високий вміст мінерального азоту у воді.

АКТИВНІСТЬ КАТАЛАЗИ У ДОННИХ ВІДКЛАДАХ

Активність каталази у донних відкладах може бути показником екологічної ситуації у водоймі. Перекис водню, що є кінцевим продуктом деструкції ОР в присутності металів змінної валентності, вільних радикалів, відновлених сполук розкладається як ферментативним, так і неферментативним (хімічним) шляхом (Петерсон, Курыляк, Франчук, 1984; Скурлатов, Травин, Эрнестова, 1987; Максимова и др., 1995; Олейник, 1996, 1997).

У ставах № 2 та № 3 ферментативним та неферментативним шляхом розкладалося відповідно: весною Ї 35,9-57,1 та 42,9-64,1, літом Ї 20,0-54,7 та 45,3-80,0, восени Ї 8,3-59,3 та 40,7?91,7% перекису водню (рис. 10).

У ставі № 2 на ділянках екстремального забруднення води мінеральним азотом у насичених карбонатом донних відкладах активність каталази була суттєво знижена Ї в середньому 69,0% перекису водню розкладалося внаслідок хімічного процесу, а восени за участю ферменту розкладалося лише 8,3% Н2О2. В детритних мулах нижніх ділянок паркових ставів (ст. 2, 3), одночасно зі зменшенням у воді у 3,0?9,0 разів концентрації мінерального азоту ферментативний і неферментативний розклад перекису водню був майже рівним, або ферментативний процес дещо перевищував хімічний. Суттєвий відсоток хімічного розкладу Н2О2 у донних відкладах цих ставів був пов'язаний з їх кисневим режимом Ї насичення води киснем іноді знижувалося до 30,5%. Такий рівень кисню у воді обумовлює низький окисно-відновний потенціал донних відкладів (Дзюбан, 2002, 2004). Відомо, що при дефіциті кисню та високому вмісті мінерального азоту процеси нітрифікації та денітрифікації перериваються на утворенні проміжних недоокиснених продуктів (окису та закису азоту). В таких умовах значна частина Н2О2 розкладається хімічним шляхом, а активність каталази Ї пригнічується (Максимова и др., 1995; Goreau et al., 1980; Paul, Clark, 1996).

У донних відкладах «дослідних» рибних ставків ферментативним та хімічним шляхом розкладалося в середньому: весною 41,7 та 58,3, влітку Ї 67,4 та 32,6, восени Ї 55,0 та 45,0% Н2О2 відповідно. У донних відкладах «контрольного» ставка розкладалося за участю каталази весною Ї 78,3, влітку Ї 90,2, восени Ї 49,0%, а хімічним шляхом відповідно Ї 21,7, 9,8 та 51,0% перекису водню (див. рис. 10). Таким чином, у донних відкладах «контрольного» ставка активність каталази була у 2,5-3,0 рази вищою, ніж у «дослідних» ставках. Наведені данні дають підставу стверджувати, що одним з основних чинників, який гальмував активність каталази у донних відкладах «дослідних» ставків, був вміст у воді Nмін у сто разів більший, ніж у «контрольному» ставку.

Каталаза у донних відкладах продукується не тільки бактеріобентосом, але й організмами фіто- і зообентосу. Виконані розрахунки активності каталази на одиницю біомаси бактеріобентосу (питома активність) показали, що по мірі віддалення від джерела забруднення води мінеральним азотом величини питомої активності каталази підвищувалися (рис. 11). Це свідчить, що ферментативна активність донних відкладів тісно зв'язана з метаболізмом бактеріобентосу і гальмувалася на ділянках з високою концентрацією мінерального азоту у воді.

Порівняння активності каталази і деструкції ОР у донних відкладах досліджених водойм показало, що між цими показниками існувала тісна кореляція: для паркових водойм вона складала 0,83, а для рибних - 0,92 (Р < 0,05, n = 12). Це підтверджує, що активність каталази є чітким індикатором функціонального стану бактеріобентосу та інтенсивності процесу деструкції ОР у донних відкладах; її можна використовувати для попередньої оцінки деструкції ОР при вивченні екологічної ситуації водойм, які підлягають антропогенному забрудненню.

ВИСНОВКИ

1. У забруднених мінеральним азотом водоймах, які можна вважати модельними об'єктами, вивчено структуру і особливості функціонування бактеріопланктону та бактеріобентосу, встановлено зв'язок між ними, вмістом мінерального азоту, а також змінами, які відбулися під його впливом у біоті вивчених водойм.

2. Висока концентрація мінерального азоту (128,8?667,8 мг N/дм3) впливала на бактеріопланктон та бактеріобентос як безпосередньо, так і опосередковано внаслідок змін у трофічному ланцюзі, який характеризувався слабким розвитком автотрофних організмів (і зв'язаним з цим недонасиченням води киснем), нечисленним зоопланктоном, відсутністю риб, а також перевагою у складі органічної речовини біохімічно стійких сполук.

3. Виявлено високу різнорідність секвенцій рДНК групи Cytophaga-Flavobacterium у бактеріопланктоні та перевагу в ньому оліготрофних бактерій (відношення кількості евтрофів до оліготрофів було в середньому 0,56?0,88), що свідчить про значну концентрацію біохімічно стійких органічних сполук у воді водойм з редукованим трофічним ланцюгом.

4. Встановлено, що безпосередня дія на мікроорганізми мінерального азоту чітко виявилася при його концентрації у воді близько 1000 мг N/дм3 (найбільший відсоток у бактеріопланктоні клітин з ушкодженою цитоплазматичною мембраною).

5. Виявлено, що вміст у бактеріопланктоні клітин з нуклеоїдом визначався якістю органічної речовини: у водоймах з домінуванням біохімічно стійких сполук їх відсоток був у 2,0 рази меншим, ніж у водоймах, в яких у органічній речовині переважали метаболіти фіто-, зоопланктону та риб.

6. У водоймах з редукованим трофічним ланцюгом (слабким розвитком зоопланктону) вміст бактеріальних клітин, готових до поділу, був у 2,0 рази нижчим, ніж у водоймах з інтенсивним розвитком зоопланктону.

7. Встановлено, що у водоймі з високою концентрацією мінерального азоту та слабким розвитком автотрофних організмів розміри клітин та біомаса бактерій збільшувалися у 1,5?1,8 рази при зменшенні вмісту азоту внаслідок його асиміляції мікроорганізмами.

8. Висока різнорідність у бактеріопланктоні секвенцій рДНК у групах Cytophaga-Flavobacterium і в-Proteobacteria, до яких належать мікроорганізми, здатні до денітрифікації та нітрифікації, підтверджує його участь у процесах трансформації мінерального азоту у досліджених водоймах.

9. Встановлено, що у донних відкладах водойм з високою концентрацією мінерального азоту у воді переважав хімічний розклад перекису водню, а при її зниженні Ї ферментативний. Перевага неферментативного процесу над ферментативним при екстремальному вмісті мінерального азоту у воді свідчить про накопичення у донних відкладах недоокиснених сполук азоту (N2O та NO) внаслідок неповного перебігу процесів нітрифікації та денітрифікації.

...