Влияние нефти и нефтепродуктов на морфофункциональные

БИОЛОГИЯ МОРЯ, 2006, том 32, № 4, с. 241–248
УДК 574.632:581.526.323
АЛЬГОЛОГИЯ
ВЛИЯНИЕ НЕФТИ И НЕФТЕПРОДУКТОВ
НА МОРФОФУНКЦИОНАЛЬНЫЕ ОСОБЕННОСТИ МОРСКИХ
МАКРОВОДОРОСЛЕЙ
© 2006 г. О. В. Степаньян1, 2, Г. М. Воскобойников2
Отдел морских и экосистемных исследований Южного научного центра РАН, Ростов-на-Дону 344001
e-mail: step@mmbi.krinc.ru;
2
Мурманский морской биологический институт КНЦ РАН, Мурманск 183010
e-mail: sсience@mmbi.info
1
Статья принята к печати 11.01.2006 г.
В статье обобщены и проанализированы данные по воздействию нефтяного загрязнения на морские макрофиты на разных уровнях организации.
Ключевые слова: нефть, макроводоросли, фотосинтез, дыхание, интенсивность роста, экологическая
стратегия.
The effects of oil and oil products on the morphofunctional characteristics of marine macroalgae. O. V. Stepanyan1, 2, G. M. Voskoboinikov2 (1Department of Sea and Ecosystems Research, Southern Science Center, Russian
Academy of Sciences, Rostov-on-Don 344001; 2Murmansk Marine Biological Institute, Kola Science Center, Russian
Academy of Sciences, Murmansk 183010)
In this paper, the authors generalize and analyze data concerning oil pollution effects on marine macrophytes at
various levels of organization. (Biologiya Morya, Vladivostok, 2006, vol. 32, no. 4, pp. 241–248).
Key words: oil, macrophytes, photosynthesis, respiration, growth rate, ecological strategy.
шения танкера "Амоко Кадиз" побережье французской
Британии на протяжении 200 км оказалось под 5–
15-сантиметровым слоем нефти (O'Sullivan, 1978).
Наиболее уязвимы в этих случаях водоросли литорали
и супралиторали.
Эмульгированная нефть, иначе называемая "шоколадный мусс", может налипать на талломы водорослей, приводя к их утяжелению и обрыву. Кроме механических повреждений, часто наблюдается обесцвечивание талломов. Однако Нельсон-Смит (1973) отмечает,
что у макрофитов со слизистым талломом налипания
нефти на его поверхность не происходит. Исключение
составляют водоросли, обросшие моллюсками. Имеются сведения о том, что водоросли литорали более подвержены альтерирующему влиянию растекающейся
нефти, чем глубоководные виды (O'Brien, Dixon, 1976).
Вместе с тем эти авторы подчеркивают, что потери частей талломов при кратковременных разливах нефти не
превышают общих потерь биомассы во время зимних
штормов.
При сравнительном анализе литорали губы Дальнезеленецкой как чистого места обитания и загрязненной литорали Мурманского морского порта, где макрофиты растут на камнях, покрытых слоем мазута, значительно большее видовое разнообразие водорослей
отмечено в чистом районе: 12 видов с проективным покрытием 85–90% против 4 видов с проективным покрытием 15%, обнаруженных в районе морского порта
(Воскобойников и др., 2004).
Исследования, проведенные после крушения танкера "Тампико Мару" у берегов Калифорнии, показали,
что одним из основных факторов, ограничивающих
В связи с расширением добычи углеводородного
сырья на континентальном шельфе, а также с транспортировкой и перегрузкой нефти и нефтепродуктов, особую значимость приобретают исследования по влиянию нефтетоксикантов на морские биоценозы. В большой степени воздействию нефтяного загрязнения подвергаются прибрежные фитоценозы. Общеизвестна
значимость морских макроводорослей как продуцентов
органического вещества, а также как мест размножения
и обитания многих рыб и беспозвоночных. Вместе с
тем данные по влиянию нефти и нефтепродуктов на
макрофиты отрывочны и весьма противоречивы. Настоящая работа является попыткой обобщения и анализа имеющихся сведений по воздействию нефтяного загрязнения на морские водоросли. Исследования по изучению отклика макроводорослей на воздействие нефти
развиваются в нескольких направлениях.
ФЕНОМЕНОЛОГИЧЕСКИЙ ПОДХОД
Этот подход включает натурные наблюдения с
описанием изменения проективного покрытия, биоразнообразия и размерно-весовых продукционных характеристик водорослей при воздействии разлива нефти.
Мы не использовали данные многочисленных публикаций о вреде нефтяного загрязнения, построенных на
вполне справедливых эмоциях, в которых, однако, отсутствуют конкретные цифры, касающиеся морфофункциональных изменений макрофитов в условиях
воздействия нефти.
Нефть, достигнув береговой зоны, способна покрыть ее достаточно толстым слоем. В результате кру241
242
СТЕПАНЬЯН, ВОСКОБОЙНИКОВ
распространение бурой водоросли Macrocystis pyrifera
до катастрофы, являлось выедание водоросли морским
ежом рода Strongylocentrotus. Несмотря на то, что M.
pyrifera находилась в контакте с нефтяной пленкой, уже
через 2–3 мес. после катастрофы наблюдалось массовое
появление молодых спорофитов. Считают, что причиной роста водоросли была гибель представителей зообентоса, в том числе и растительноядных, оказавшихся
менее резистентными к нефтяному воздействию. Другой причиной, приведшей к вспышке роста M. pyrifera,
явилось то, что разрушенный танкер, фактически представлявший собой волнолом, создал благоприятную
гидродинамическую обстановку в небольшой бухте
(Norph et al., 1964, цит. по: Нельсон-Смит, 1973).
Диспергенты, используемые при очистке побережья от нефти, зачастую усиливают негативное воздействие нефтяного загрязнения на водоросли, так как они
более токсичны, чем нефть (Нельсон-Смит, 1977).
Вследствие применения диспергентов на побережье
Корнуэлла здесь почти исчезли фукусовые водоросли, а
также моллюск-блюдечко, что способствовало заселению этой части побережья зелеными водорослями Enteromorpha intestinalis, E. compressa и Ulva lactuca, являющимися типичными r-стратегами. На следующий
год "зеленая фаза" сменилась порослью молодых спорофитов фукусовых, которые стали активно уничтожаться моллюском-блюдечком, не затрагивающим, однако, оставшиеся взрослые талломы фукусов (НельсонСмит, 1973). При разливе нефти в результате крушения
танкера "Экзон Валдес" в 1989 г. исчезли растительноядные беспозвоночные, что позволило развиться эпифитным водорослям на представителях фукусовых и
способствовало снижению биомассы старших возрастных групп популяции, в то время как молодые растения значительно пострадали из-за непосредственного
воздействия нефти (Stekoll, Deysher, 2000).
Подобные сукцессии отмечены и в районах с постоянным стоком нефтепродуктов в морскую воду. Калугина-Гутник (1975а, б) описывает изменения, произошедшие в Севастопольской бухте и в порту г. Одесса в 30–70-е гг. прошлого столетия. Загрязнение прибрежных морских акваторий различными токсикантами, в том числе и нефтепродуктами, обусловило смену
доминирующих в сублиторали долгоживущих бурых
водорослей рода Cystoseira на однолетние сезонные виды водорослей преимущественно рода Enteromorpha.
Такие фитоценозы менее продуктивны, чем сообщества
цистозиры (Калугина-Гутник, 1975б), численность и
биомасса зообентоса в биотопах, создаваемых зелеными водорослями, в несколько раз меньше (Смоляр, Березенко, 1990). Аналогичные процессы произошли и в
Авачинской губе, на берегах которой расположен
крупный промышленный центр – г. ПетропавловскКамчатский (Клочкова, Березовская, 2001). В 90-е гг.
здесь наблюдалось уменьшение пояса фукусовых и ламинариевых водорослей и замещение их эктокарповыми (Laminariocolax, Pylaiella) и зелеными нитчатыми
(Urospora, Ulothrix) водорослями.
Таким образом, нефть, попадающая в прибрежную зону, влияет на всю экосистему, приводя к отбору
наиболее резистентных форм. В целом, разнообразие
растительного и животного мира прибрежных биотопов
при нефтяном загрязнении снижается, главенствующее
положение занимают оппортунистические виды (r-стратеги). K-стратеги, или поздне-сукцессионные формы,
вытесняются на некоторое время.
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНЫЙ ПОДХОД
Данный подход основан на изучении диапазона и
механизма толерантности к воздействию нефти и нефтепродуктов у водорослей на разных уровнях организации.
Состояние фотосинтетического аппарата
как показатель функциональной активности
макрофитов, испытывающих влияние
нефтяного загрязнения
Большая часть исследователей в качестве показателя функциональной активности макрофитов рассматривает состояние фотосинтетического аппарата, преимущественно интенсивность фотосинтеза (Хромов,
Прохорова, 1979; Прохорова, 1982). В отдельных работах встречаются сведения по изменению пигментного
состава и практически отсутствуют данные об изменении ультраструктуры хлоропластов (Ярцева, 1983).
Наблюдения, проведенные после крушения танкера "Тампико Мару", показали, что воздействие эмульсии дизельного топлива в течение 3 сут в концентрации
0.1%1 почти полностью подавляет фотосинтез в молодых частях бурой водоросли Macrocystis, концентрация
эмульсии 0.01% снижает фотосинтез через 7 сут. Сырая
нефть в концентрации 100 мг/л вызывает необратимые
изменения в течение 6–12 ч, а при концентрации нефти
10 мг/л такие же изменения наблюдались через 4 сут.
Самым токсичным из исследованных веществ оказалось мазутное масло (Clendenning, North, 1960).
При попадании в морскую среду нефть претерпевает ряд изменений: одна часть углеводородов растворяется в воде, другая эмульгирует, образуя "шоколадный мусс", а большинство компонентов сырой нефти
остается в виде пленки на поверхности воды (НельсонСмит, 1977). Различное действие вышеперечисленных
форм нефти на фотосинтез черноморской красной водоросли Phyllophora показано в экспериментальной работе Ярцевой (1979). Автор отмечает, что присутствие
нефти в виде пленки на поверхности воды в концентрации 0.05–1.0 г/л и более оказывает тормозящее действие на фотосинтез водоросли. Интенсивность фотосинтеза под действием нефтяной пленки уменьшается в зависимости от сезона, максимальное снижение отмечено
в феврале–марте. Пропорционально уменьшается и количество пигментов: хлорофилла – на 82.5% по сравнению с контролем, каротиноидов – на 87%, ксантофилНаиболее часто различными авторами используются следующее обозначения концентрации нефти и нефтепродуктов: 0.1% (V/V) ≅ 1 мл/л
≅ 1 г/л = 1000 мг/л =1000000 мкг/л = 1000 ppm.
1
БИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006
ВЛИЯНИЕ НЕФТИ
лов – на 80%. Вследствие этого наиболее интенсивное
разрушение таллома происходит в молодых сегментах,
фотосинтетическая активность которых выше.
Пленка нефти, нанесенная непосредственно на
слоевище, замедляет скорость фотосинтеза и снижает
активность каталазы – фермента, ответственного за
разложение токсичного для растительного организма
пероксида водорода (H2O2), что приводит к накоплению
в клетках продуктов перекисного окисления. Водорастворимая часть нефти сокращает количество пигментов
и уменьшает активность каталазы, но при этом происходит увеличение скорости фотосинтеза и накопление
сухого вещества (Ярцева, 1979).
Сотрудниками Института морских исследований
(Аляска, США) (Shiels et al., 1973) в натурных экспериментах по влиянию эмульсии нефти и ее пленки на водоросли показано изменение фотосинтетической активности макрофитов в зависимости от их систематической принадлежности и концентрации токсикантов.
При воздействии малых концентраций нефти (измерения проводились радиоуглеродным методом) у некоторых видов водорослей наблюдалось значительное усиление скорости фотосинтеза. Так, у ульвы и алярии при
концентрации нефти 0.7 мг/л фотосинтез возрастал на
80%, а у костарии при концентрации нефти 0.007 мг/л –
на 30%. При повышении концентрации нефти наблюдалось снижение скорости фотосинтеза. У Enteromorpha intestinalis интенсивность фотосинтеза, измеренная
кислородным методом, при воздействии эмульсии нефти в концентрации 10–12 мг/л в течение 4 сут снижалась почти в 8 раз (до 1.5 мл О2/г сух. массы в час), при
этом отмечено незначительное увеличение скорости
дыхания – с 2 до 3 мл О2/г сух. массы в час. Ингибирование фотосинтеза обнаружено у Cladophora stimpsonii,
Ulva fenestrata и Laminaria saccharina при воздействии
нефти в концентрации 7 мг/л. У Fucus distichus при воздействии эмульсии нефти в концентрациях 0.1, 1, 10, 25
и 100% в течение 4 сут снижения скорости фотосинтеза
не отмечено.
Различная чувствительность водорослей к нефти
выявляется не только у систематически далеких групп
макроводорослей, но и у близкородственных видов.
Каском (Kusk, 1980) поставлены эксперименты по
влиянию водорастворимой фракции легкой нефти (Северное море) на чистые культуры Acrosiphonia sonderi,
A. arcta и A. centralis. Показателем токсичности нефти
была скорость фотосинтеза, измеряемая в специально
сконструированной автором камере с использованием
потенциометра. При воздействии водорастворимой
фракции северной нефти скорость фотосинтеза у A. arcta через 2 ч инкубации снижалась на 7%, затем несколько увеличивалась, но через 24 ч достигала лишь
40% от начальной. Скорость фотосинтеза у A. sonderi
снижалась постепенно, на 48% через сутки эксперимента. A. centralis оказалась менее чувствительной к воздействию водорастворимой фракции нефти, так как
скорость фотосинтеза у этой водоросли через сутки
снизилась на 16%. Таким образом, скорость фотосинтеза у исследуемых видов рода Acrosiphonia при воздейБИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006
243
ствии водорастворимой фракции нефти в целом снижалась, но зависела от вида водоросли. На наш взгляд,
подобный эффект действия нефтетоксикантов на близкородственные виды акросифонии можно объяснить
тем, что размеры клеток у A. sonderi более чем в 2 раза
превышают таковые у A. arcta и A. centralis, что, соответственно, увеличивает площадь поверхности таллома
и способствует большему контакту A. sonderi с нефтетоксикантами.
У черноморских водорослей Cystoseira barbata,
E. intestinalis и Ulva lactuca (= U. rigida) при воздействии эмульсии нефти в концентрации 0.1% интенсивность фотосинтеза изменялась незначительно, а у красной водоросли Polysiphonia elongata снижение этого
показателя в 2 раза происходило на 2-е сут экспозиции
(Цымбал, 1977; Биологические аспекты..., 1988).
Показано различное влияние дизельного топлива
и машинного масла на фотосинтетическую активность
Fucus vesiculosus, F. serratus, L. saccharina и Palmaria
palmata с побережья Баренцева моря (Хромов, Прохорова, 1979; Прохорова, 1982). Для фукусовых водорослей наиболее токсичным оказалось дизельное топливо,
для пальмарии и ламинарии – машинное масло. Авторы
высказывают предположение, что различная степень
действия нефтетоксикантов на фотосинтез водорослей
обусловлена морфологическими особенностями таллома. При одновременном влиянии двух нефтепродуктов
наблюдается эффект антагонизма. Например, одновременная добавка машинного масла и дизельного топлива
снимает отрицательное действие последнего на фотосинтетическую активность фукуса зубчатого.
Нами (Воскобойников и др., 2004) показано, что
интенсивность фотосинтеза, измеренная радиоуглеродным методом, у одновозрастных талломов фукуса пузырчатого из постоянно загрязненного нефтепродуктами и чистого мест обитания на литорали Баренцева моря одинакова и составляет 1.02 ± 0.02 мг CО2/г сух.
массы в час. Состав и количество фотосинтетических
пигментов у этих водорослей не различались.
Таким образом, у большинства водорослей при
остром воздействии нефти и нефтепродуктов происходит снижение интенсивности фотосинтеза и усиление
дыхания, что приводит к адаптивным перестройкам фотосинтетического аппарата. При хроническом воздействии нефтетоксикантов некоторые водоросли, например, фукус пузырчатый, способны эффективно адаптироваться к негативным условиям.
Влияние нефтяного загрязнения на репродуктивные
процессы и ранние стадии развития макрофитов
Ранние стадии развития водорослей являются
наиболее чувствительными к большому числу стрессвоздействий, в том числе и к токсическому действию
нефти или нефтепродуктов (Lobban et al., 1985; Саут,
Уиттик, 1990).
Гибель спор черноморских водорослей Dilophus
fasciola и Polysiphonia opaca была отмечена уже при
незначительной концентрации нефти (Миронов, Цым-
244
СТЕПАНЬЯН, ВОСКОБОЙНИКОВ
бал, 1975; Цымбал, 1977; Миронов, 1985). Так, споры
D. fasciola вскоре после прикрепления к субстрату прекращали развитие на стадии прорастания и образования
нескольких клеток при действии нефти в концентрации
0.1–1 мл/л. Тетраспоры P. opaca погибали при концентрации нефти 1 мл/л, не успев разделиться на апикальную и базальную клетки.
При воздействии эмульсии нефти в меньшей концентрации (0.01–0.1%) происходит замедление скорости роста у проростков черноморских водорослей
Polysiphonia breviarticulata, P. opaca и D. fasciola. Авторами (Миронов, Цымбал, 1975; Миронов, 1985) также отмечено, что самой первой погибает апикальная
клетка проростка (в экспериментах концентрация нефти составляла 0.1 мл/л), и это вызывает поперечные деления базальной клетки, в то время как продольные деления отсутствуют. Гибель клеток сопровождается необратимым плазмолизом, нарушением целостности
клеточных стенок, изменением структуры протоплазмы. Окраска полисифонии изменяется с темно-красной
на серую, а затем на черную, при этом теряется зернистость. У дилофуса и цистозиры в результате плазмолиза в клетках образуются черные конкреции. Погибшие
клетки теряют связь с субстратом и легко смываются
водой. Интересно, что в ряде случаев наблюдается рост
проростков полисифонии и дилофуса за счет боковых
делений (Миронов, Цымбал, 1975). Вместе с тем, в опытах на Cystoseira было показано, что нефть в минимальных концентрациях может стимулировать развитие проростков водорослей. Например, при воздействии эмульсии нефти в концентрации 0.01% скорость роста проростков цистозиры возрастала в 1.1 раза, а при увеличении концентрации нефти до 0.1% скорость роста была
близка к контрольным значениям (Миронов, 1985).
Нефть и нефтепродукты оказывают влияние не
только на споры и проростки водорослей, но и на самые
ранние репродуктивные стадии. Так, например, Стил
(Steele, 1977) показал блокирование оплодотворения у
фукусовых водорослей при концентрации нефти
2 мкг/л, но прорастание зигот ламинарии наблюдалось
автором при концентрации нефти 20 мкг/л. Ридом с соавторами (Reed et al., 1994) отмечено снижение выхода
сперматозоидов у ламинарии на 40% при действии
сточных вод, загрязненных нефтепродуктами в концентрации 0.01%.
Селин (Thélin, 1981) и Степаньян (2002), анализируя поведение и прорастание спор и гамет под влиянием нефтяного загрязнения, пришли к выводу, что подвижность антерозоидов фукуса и зооспор ламинарии не
является показательной реакцией при биотестировании
морской воды, загрязненной нефтью и нефтепродуктами. Смена типа движения или остановка мужских гамет
не влияют на оплодотворение и образование зиготы у
фукуса пузырчатого при концентрации нефти до
30 мг/л, а бензина до 5 мг/л.
Мужские гаметофиты ламинарии более чувствительны к нефти, чем женские гаметофиты и спорофиты
этой водоросли. Подавление развития гаметофитов отмечено при концентрации нефти 10–50 мкг/л, спорофи-
тов – 200 мкг/л (Hopkin, Kain, 1978, цит. по: Lobban et
al., 1985). Такая же повышенная чувствительность отмечена данными исследователями и у сперматозоидов
фукуса. Высказано предположение, что сперматозоиды
фукуса и мужские гаметофиты ламинарии имеют
меньший запас питательных веществ и более высокую
скорость дыхания. Данный вывод не согласуется с результатами других работ (Reed, Lewis, 1994; Reed et al.,
1994), в которых показано, что у бурой водоросли
M. pyrifera наиболее чувствительными к действию
сточных вод, содержащих нефтепродукты, являются
женские гаметофиты и яйцеклетки. МакЛаун и Бидвелл
(McLachan, Bidwell, 1978) пришли к выводу, что 2–
4-суточные спорофиты более чувствительны к нефтяному загрязнению, чем 5–7-суточные.
Таким образом, наиболее чувствительны к воздействию нефти и нефтепродуктов водоросли на ранних
стадиях развития, что может проявляться в замедлении
или полной остановке развития спор и проростков.
У большинства видов альтерирующему влиянию нефтяного загрязнения в большей степени подвержены гаметофиты, ранние спорофиты и молодые части таллома. Причем мужские особи более чувствительны к воздействию нефтяного загрязнения, чем женские. В ряде
случаев нефть и нефтепродукты в малых концентрациях могут стимулировать рост ранних спорофитов.
Влияние нефти на содержание белка, ДНК и РНК
Помимо изменения скорости роста, фотосинтеза и
пигментного состава, у ряда видов морских макрофитов
в условиях нефтяного загрязнения наблюдалось изменение содержания нуклеиновых кислот (Дивавин, 1974;
Divavin et al., 1975; Цымбал, 1977; Дивавин, Ерохин,
1978; Биологические аспекты..., 1988). Эмульгированная нефть в концентрации 1 мл/л в течение 3 сут вызывала увеличение количества РНК на 39% и ДНК на 21%
у E. intestinalis, содержание РНК у Grateloupia dichotoma и Bryopsis plumosa возрастало на 8%. Сходная реакция на влияние токсиканта той же концентрации отмечена у красной водоросли Callithamnion corymbosum:
уровень РНК и ДНК у этой водоросли повышался на 6
и 34–36% соответственно. Действие нефти на генетический аппарат близкородственных видов водорослей
может быть различным. Так, у Ceramium rubrum увеличивалось содержание ДНК на 11% при постоянном
уровне РНК, а у C. ciliatum количество РНК снижалось
до 60% от контрольного при неизменном уровне ДНК.
По изменению уровней ДНК и РНК под влиянием нефтетоксикантов Цымбал (1977) разделяет исследованные
черноморские макрофиты на три группы. Первую
группу представляют P. opaca, G. dichotoma и C. corymbosum. У этих водорослей отмечено снижение содержания как ДНК, так и РНК. Вторая группа объединяет
C. ciliatum и B. plumosa, у которых увеличивается количество РНК при постоянном уровне ДНК. В третью
группу входят C. barbata и Scytosiphon lomentarius, у
которых уровень ДНК снижается при неизменном
уровне РНК. Два вида макроводорослей – E. intestinalis
и C. rubrum – образуют обособленную группу: у энтеБИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006
ВЛИЯНИЕ НЕФТИ
роморфы увеличивается содержание обеих нуклеиновых кислот, у церамиума – только ДНК. Нефть вызывает не только снижение или увеличение уровня нуклеиновых кислот, но и деполимеризацию ДНК. Лабильная
фракция ДНК P. opaca и G. dichotoma более чувствительна к действию нефти. Деполимеризация ДНК происходит в результате активации ферментативных систем, а не из-за непосредственного воздействия нефти на
ДНК. Однако при действии той же концентрации нефти
(1 мл/л) деполимеризации суммарной ДНК у зеленой
водоросли Ulva rigida не отмечено.
Показано, что при нефтяной интоксикации у бурых водорослей Баренцева моря достоверных отклонений в содержании белка по сравнению с контролем не
происходит (Дивавин, Ерохин, 1977). Не обнаружено
отклонений в уровне свободных нуклеотидов у F. vesiculosus, но показано достоверное снижение количества РНК. У L. saccharina выявлена другая тенденция: снижение фонда свободных нуклеотидов не влечет за собой
видимых количественных изменений со стороны нуклеиновых кислот. Исследователи отмечают, что нефть не
является специфическим токсикантом, поражающим какую-либо одну систему, а вызывает несогласованные
изменения в содержании белка, свободных нуклеотидов
и нуклеиновых кислот (Дивавин, Ерохин, 1977).
Таким образом, нефть влияет на содержание нуклеиновых кислот, состав и соотношение нуклеотидов у
некоторых зеленых и красных водорослей, что может
приводить к трансформации первичной структуры ДНК
и процесса биосинтеза нуклеотидов. Генетический аппарат бурых водорослей обладает большей толерантностью к действию нефтетоксикантов.
Возможные механизмы проникновения и накопления
нефтяных углеводородов в клетках водорослей
В настоящее время отсутствует четкое объяснение
механизма проникновения углеводородов нефти в
клетку макроводорослей. Относительно хорошо изучены особенности поглощения углеводородов нефтеокисляющими бактериями. По мнению Гусева и Коронелли
(1982), не подлежит сомнению тот факт, что углеводороды окисляются внутриклеточно, но, чтобы попасть в
клетку, они должны вступить в прямой контакт с бактериальной клеточной стенкой. Однако ферменты,
осуществляющие активный перенос углеводородов
внутрь клетки, до сих пор не обнаружены. На основании экспериментов, проведенных на микроорганизмах,
ряд исследователей (Гусев и др., 1978) считают возможным пассивное проникновение углеводородов в
клетку. Для того, чтобы началось окисление нефтепродуктов, углеводороды должны пропитать клеточную
стенку до определенного предела насыщения, после чего активизируются нефтеокисляющие ферменты, а "невместившиеся" нефтеуглеводороды адсорбируются на
клеточной стенке. По мере утилизации нефтепродуктов
бактериальной клеткой адсорбированные углеводороды
поступают внутрь клетки. Основным связующим звеном при фиксации гидрофобных углеводородов являБИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006
245
ются липиды клеточной стенки. Отмечено, что при
увеличении количества нефтепродуктов в среде происходит увеличение липидов в клетке (Гусев и др., 1982).
В наших исследованиях (Воскобойников и др., 2004)
также показано значительно бóльшее содержание общих липидов у F. vesiculosus из постоянно загрязненных нефтью мест обитания, чем из чистых районов.
У микобактерий обнаружены миколовые кислоты,
которые, благодаря наличию длинных ароматических
цепей, выполняют роль связующего субстрата для углеводородов нефти и нефтепродуктов. В среде, не загрязненной нефтепродуктами, указанные кислоты способны связывать жиры, воска, углеводы и белки, но при
смене источника углеводорода в окружающей среде
происходит стимулирование синтеза миколовых кислот
(Гусев, Коронелли, 1982). Миколовые кислоты найдены
только у сапрофитных микобактерий, у других нефтеокисляющих микроорганизмов (например, артробактерий) предполагается поступление углеводородов в клеточную стенку через отдельные участки. Для некоторых микроорганизмов при росте на средах, содержащих
углеводороды, показано возникновение "каналов" с
электронно-плотным содержимым. Допускают наличие
липополисахарида, частично выступающего наружу и
связывающего углеводородный субстрат, который затем внедряется в клеточную стенку и расщепляется
ферментами (Гусев, Коронелли, 1982).
Возможность сорбции на клеточной стенке у микроорганизмов рассматривалась большим числом исследователей (Lacaze et al., 1982; Heldal et al., 1984;
Pengerud et al., 1984; Ivanov, 2001). Причем ряд авторов
отмечают, что, когда нефть сорбирована на поверхности клеток водорослей, ее разрушение происходит значительно быстрее (Zeppa, Schlotzhauer, 1983, цит. по:
Саут, Уиттик, 1990).
Выяснение механизма проникновения нефтяных
углеводородов в клетки макрофитов (взаимодействия
нефтяных углеводородов с клеточной поверхностью
макрофитов) является одним из главных вопросов в
решении проблемы адаптации водорослей к нефтяному
загрязнению. У большинства доминантных водорослей
литорали именно поверхностные ряды клеток являются
фотосинтезирующими.
Реддин и Прендевилл (Reddin, Prendeville, 1981)
обнаружили, что нефтеуглеводороды способны разрушать плазмалемму, замещая мембранные липиды и
увеличивая ее проницаемость. Проведенные авторами
исследования по влиянию авиационного и дизельного
топлива, машинного масла и керосина на проницаемость плазмалеммы у Fucus serratus и Laminaria digitata показали, что увеличение проницаемости поверхностной мембраны клеток ламинарии происходило уже
через 1 ч экспозиции в среде с токсикантом. Максимум
наступал через 4 ч, в дальнейшем мембранная проницаемость увеличивалась незначительно. Для фукуса
зубчатого отмечено незначительное изменение мембранного потенциала при действии дизельного топлива,
в то время как машинное масло, керосин и авиационное
топливо не вызывали отклонений в величине мембран-
246
СТЕПАНЬЯН, ВОСКОБОЙНИКОВ
ного потенциала в течение 24 ч. Токсичность дизельного топлива авторы связывают с преобладанием в его
составе ароматических углеводородов, малочисленных
в керосине и машинном масле, а также с его высокой
вязкостью, что способствует более длительному контакту токсиканта с поверхностью водоросли.
Как отмечено выше, проникновение углеводородов нефти в цитоплазму клетки макрофитов может вызывать повреждение мембранного комплекса и структуры клеточного матрикса. В то же время, нефтяные
углеводороды способны накапливаться в клетке до определенного предела без видимых следов повреждения
растения в целом. Такой эффект наблюдается преимущественно у тех макроводорослей, которые длительный период находятся в среде, загрязненной нефтепродуктами (Миронов, Щекатурина, 1976; Цымбал, 1979а,
б; Миронов, 1985).
Для красных водорослей Средиземного и Черного
морей характерно содержание широкого спектра нормальных алканов (от С15 до С24) как автохтонного, так и
аллохтонного происхождения. Для зеленых водорослей
ульвы и энтероморфы отмечено наличие н-пентадекана,
что характерно и для бурых водорослей. Установлено,
что углеводородный состав водорослей, произрастающих в чистых и загрязненных районах, значительно отличается. Так, например, C. corymbosum из чистого
места содержит только н-С17, а водоросли из загрязненной акватории – неразветвленные алканы в диапазоне
от С15 до С25. Собственные углеводороды E. intestinalis
представлены нормальными алканами С17 и С19, а проба
из нефтепорта содержит парафины от С17 до С24 (Миронов, 1985).
Макроводоросли способны накапливать не свойственные им углеводороды, например, изопреноиды
(Youngblood, Blumer, 1973). Предполагается, что водоросли могут включать углеводороды нефти в собственный метаболизм (Биологические аспекты..., 1988). Данное обстоятельство, возможно, объясняет тот факт, что
невысокие концентрации сырой нефти и ее низкомолекулярные компоненты способны в определенной степени стимулировать рост водорослей, что не исключает
регуляторной функции нефтеуглеводородов как факторов роста (Clegg, Koevening, 1974, цит. по: Проблемы
химического..., 1985). Определенную роль играют,
по-видимому, и металлы, содержащиеся в нефти и выполняющие функцию микроэлементов (Hsiao et al.,
1978).
Таким образом, взаимодействие нефтеуглеводородов с клеточной стенкой водорослей приводит к ее
частичному или полному разрушению, в то же время
существуют не выясненные полностью механизмы,
приводящие к накоплению в клетке и к включению в
клеточный метаболизм углеводородов нефти.
Роль микроорганизмов во взаимодействии нефти
и макрофитов
Водоросли являются субстратом для своеобразного микроперифитонового сообщества, ведущую роль в
котором играют диатомовые водоросли и микроорга-
низмы. Показано, что среди нескольких сотен штаммов
бактерий, выделенных с пластины ламинарии, большинство представлено гетеротрофными формами, а
также бактериями, расщепляющими как альгиновую
кислоту, так и широкий спектр органических соединений, в том числе и нефтепродукты (Дмитриева, Дмитриев, 1996). Среди черноморских водорослей максимальное количество бактерий, проявляющих липолитическую активность (т.е. способность разлагать жиры до
низших кислот), обнаружено в зеленых водорослях рода Cladophora, у других макрофитов соотношение липолитических и нелиполитических штаммов бактерий
составляло 1 : 1 (Нижегородова, Домчинская, 1974).
Зеленые и красные макроводоросли могут быть
"резервуаром" для морских дрожжей рода Candida, в то
время как бурые водоросли (фукусовые и ламинариевые), выделяя ряд фенольных соединений, способны
подавлять развитие дрожжей (Seshadri, Sieburth, 1975).
Аналогичные закономерности отмечены и для высших
водных растений (Морозов, Торпищева, 1973; Морозов,
Телитченко, 1977). Известно, что смешанные культуры
бактерий быстрее утилизируют нефтяные углеводороды (Копытов и др., 1982). Доминирующее влияние на
этот процесс оказывают температура морской воды,
содержание кислорода, колебания уровня рН, наличие
биогенов, а также ряд других факторов, таких как изменение химического состава окисляемого вещества,
структуры микробного сообщества, появление продуктов распада и жизнедеятельности бактерий (Delaune et
al., 1981; Гусев и др., 1982; Копытов и др., 1982; Трапидо, Велдре, 1990). В настоящее время имеется обоснованное объяснение механизма симбиотической связи
высших водных растений (тростник обыкновенный, рогоз широколистный и др.) и сопутствующей микрофлоры (Ратушняк, Андреева, 1998). Существует тесная
связь между экскреторной деятельностью высших водных растений и динамикой сопутствующей микрофлоры, которую можно регулировать путем дозированного
внесения азота и фосфора. Ранее Хайловым (1964,
1971) было показано, что морские макрофиты также
способны выделять в морскую среду разнообразные экзометаболиты, подчас в довольно значительных количествах, что стимулирует или подавляет развитие фитопланктона и перифитона, т.е. макроводоросли создают вокруг себя определенную среду, формируя и контролируя видовой состав, динамику роста и численность организмов, находящихся в ней, в том числе и
нефтеокисляющих бактерий.
Исследования Урабеля и Пекола (Wrabel, Peckol,
2000) подтверждают сложившееся представление о том,
что имеется сложный механизм взаимодействия макрои микроводорослей с микроорганизмами, в частности, с
нефтеокисляющими бактериями. С одной стороны,
макроводоросли являются субстратом и путем выделения различных метаболитов формируют жизненное
пространство вокруг себя, с другой – нефтеокисляющие
бактерии, расщепляя нефтеуглеводороды и включая их
в свой метаболизм, также выделяют в окружающую
среду определенный спектр веществ, которые в значиБИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006
ВЛИЯНИЕ НЕФТИ
тельной степени способны стимулировать развитие
макроводорослей. В ходе экспериментов (Wrabel,
Peckol, 2000) показано, что микробиологическое сообщество, использующее в качестве субстрата бурую водоросль F. vesiculosus, в присутствии соединений азота
и фосфора способно максимально утилизировать нефть
и нефтепродукты и в несколько раз снижать их токсическое действие. На основании этого предлагается использовать фукусовые водоросли для очистки морской
воды, загрязненной нефтепродуктами, главным образом, вокруг нефтяных платформ.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Полученные к настоящему времени данные показывают, что нефть является комплексным неспецифическим токсикантом, воздействующим на все стороны
жизнедеятельности водорослей, начиная с субклеточного и клеточного уровня и заканчивая популяционными и межвидовыми взаимодействиями организмов. Ответная реакция макрофитов на высокие концентрации
нефти и нефтепродуктов может выражаться в уменьшении видового разнообразия и проективного покрытия, в снижении продолжительности жизни, скорости
роста и фотосинтеза у взрослых особей, а также в подавлении развития спор, гаметофитов и проростков.
Влияние нефти в малых концентрациях может
быть положительным для одних водорослей и отрицательным для других. Различные формы нефти (растворенная, эмульгированная, пленочная) вызывают отличающийся по продолжительности отклик макроводорослей на стрессовое воздействие. Действие нефти является видоспецифичным для морских макрофитов.
Степень воздействия компонентов нефти зависит от
факторов окружающей среды: освещенности, температуры и солености морской воды, наличия биогенов и др.
В целом, несмотря на альтерирующее влияние
нефти и нефтепродуктов на макрофиты, сообщество
макроводорослей довольно устойчиво к воздействию
данного фактора, что достигается путем определенных
перестроек как на микроуровнях отдельной особи, так и
на макроуровнях всей прибрежной экосистемы. В настоящее время недостаточно ясны механизмы адаптации водорослей к нефтяному загрязнению. Можно
предположить, что в процессе эволюции у ряда обитателей литорали выработалась способность включения
нефтяных углеводородов в метаболизм организма. Другим возможным путем выживания в условиях нефтяного загрязнения является создание природных симбиотических ассоциаций, когда поверхность таллома покрывается пленкой микроорганизмов, большинство которых являются нефтеокисляющими формами.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
Биологические аспекты загрязнения морской среды. Киев:
Наукова думка. 1988. С. 124–156.
Воскобойников Г.М., Матишов Г.Г., Быков О.Д. и др. Об устойчивости морских макрофитов к нефтяному загрязнению // Докл. РАН. Общая биология. 2004. Т. 397, № 6.
С. 842–844.
БИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006
247
Гусев М.В., Коронелли Т.В. Физиолого-биохимические основы микробиологического окисления нефтепродуктов в
море // Человек и биосфера. М.: МГУ. 1982. Вып. 7.
С. 20–31.
Гусев М.В., Коронелли Т.В., Максимов В.Н., Ильинский В.В.
Биодеградация дизельного топлива в присутствии легкодоступного органического вещества // Человек и биосфера. М.: МГУ. 1982. Вып. 7. С. 8–19.
Гусев М.В., Коронелли Т.В., Сенцова О.Ю., Стоева С. Нефтеокисляющая микрофлора арктических морей СССР //
Микробиология. 1978. Т. 47, № 4. С. 762–764.
Дивавин И.А. О различной чувствительности к нефтяному загрязнению фракций ДНК Polysiphonia opaca // Биологическая продуктивность южных морей. Киев: Наукова
думка. 1974. С. 291–297.
Дивавин И.А., Ерохин В.Е. Изменение биохимических показателей некоторых прибрежных гидробионтов Баренцева
моря при экспериментальной нефтяной интоксикации //
Гидробиол. журн. 1978. Т. 14, № 5. С. 73–77.
Дмитриева Б.Ю., Дмитриев С.М. Симбиотическая микрофлора бурых водорослей рода Laminaria как биоиндикатор экологического состояния прибрежных ламинариевых биоценозов // Биол. моря. 1996. Т. 22, № 5.
С. 300–305.
Калугина-Гутник А.А. Влияние загрязнения воды на структуру донных фитоценозов Черного моря // Биологическое
самоочищение и формирование качества воды. М.: Наука. 1975а. С. 103–106.
Калугина-Гутник А.А. Фитобентос Черного моря. Киев: Наукова думка. 1975б. 246 с.
Клочкова Н.Г., Березовская В.А. Макрофитобентос Авачинской губы и его антропогенная деструкция. Владивосток: Дальнаука. 2001. 208 с.
Копытов Ю.П., Миронов О.Г., Цуканова А.В. Влияние некоторых экофакторов на самоочищение морской воды от
нефти // Водные ресурсы. 1982. № 2. С. 129–136.
Миронов О.Г. Взаимодействие морских организмов с нефтяными углеводородами. Л.: Гидрометеоиздат. 1985. 127 с.
Миронов О.Г., Цымбал И.М. Развитие водорослей макрофитов
в условиях нефтяного загрязнения // Науч. докл. высш.
школы. Биол. науки. 1975. № 5. С. 53–56.
Миронов О.Г., Щекатурина Т.Л. Углеводороды в морских
организмах // Гидробиол. журн. 1976. Т. 12, № 6. С. 5–14.
Морозов Н.В., Телитченко М.М. Ускорение очищения поверхностных вод от нефти и нефтепродуктов вселением в них макрофитов // Водные ресурсы. 1977. № 6.
С. 120–131.
Морозов Н.В, Торпищева А.В. Микроорганизмы, окисляющие
нефть в присутствии высших водных растений // Гидробиол. журн. 1973. № 4. С. 66–73.
Нельсон-Смит А. Загрязнение моря нефтью. Л.: Гидрометеоиздат. 1973. 123 с.
Нельсон-Смит А. Нефть и экология моря. Л.: Гидрометеоиздат. 1977. 302 с.
Нижегородова Л.Е., Домчинская Т.В. Биохимическая активность эпифитов микрофлоры некоторых прибрежных
макрофитов Одесского залива // Тез. докл. Всесоюз. совещ. по морской альгологии – макрофитобентосу. М.:
Наука. 1974. С. 94–96.
Проблемы химического загрязнения вод Мирового океана //
Эколого-токсикологические аспекты. Л.: Гидрометеоиздат. 1985. Т. 5. С. 1–115.
Прохорова С.А. Действие нефтепродуктов на фотосинтез бурой водоросли Fucus vesiculosus L. // Биол. науки. 1982.
№ 6. С. 69–72.
248
СТЕПАНЬЯН, ВОСКОБОЙНИКОВ
Ратушняк А.А., Андреева М.Г. Механизмы симбиотической
связи высших водных растений с сопутствующей углеводородокисляющей микрофлорой // Гидробиол. журн.
1998. № 4. С. 49–56.
Саут Р., Уиттик А. Основы альгологии. М.: Мир. 1990.
597 с.
Смоляр Р.И., Березенко Н.С. Механизм реагирования бентосных сообществ на хроническое нефтяное загрязнение // Тез. докл. науч.-практич. конф. "Актуальные вопросы экологии и охраны природы Азовского моря и
Восточного Приазовья". Краснодар. 1990. Ч. 2. С. 278–
280.
Степаньян О.В. Действие нефти и нефтепродуктов на развитие Fucus vesiculosus (Phaeophycea, Fucales) // Матер.
конф. молодых ученых. ММБИ, апрель 2002. Мурманск: ММБИ КНЦ РАН. 2002. С. 153–160.
Трапидо М.А., Велдре И.А. Экспериментальное исследование
деструкции бенз(а)пирена в водной экосистеме // Экспериментальная водная токсикология. 1990. Вып. 14.
С. 44–50.
Хайлов К.М. О химическом воздействии морских макрофитов
на водную среду // Бот. журн. 1964. Т. 49, № 3. С. 338–
347.
Хайлов К.М. Экологический метаболизм в море. Киев: Наукова думка. 1971. 251 с.
Хромов В.М, Прохорова С.А. Влияние машинного масла и дизельного топлива на фотосинтез водорослей-макрофитов Баренцева моря // Экспериментальные исследования
влияния загрязнителей на водные организмы. Апатиты:
КФ АН СССР. 1979. С. 41–43.
Цымбал И.М. Влияние нефти и фенола на водоросли макрофиты: Автореф. дис. … канд. биол. наук. Одесса. 1977.
23 с.
Цымбал И.М. Нормальные и разветвленные алканы в водорослях Черного моря // Тез. докл. 3-го Всесоюз. совещ.
по альгологии – макрофитобентосу, Севастополь, октябрь 1979. Киев: Наукова думка. 1979а. С. 128–129.
Цымбал И.М. Углеводородный состав некоторых водорослей
Средиземного моря // Тез. докл. 3-го Всесоюз. совещ. по
альгологии – макрофитобентосу, Севастополь, октябрь
1979. Киев: Наукова думка. 1979б. С. 129–130.
Ярцева И.А. Филлофора и нефтяное загрязнение // Тез. докл.
3-го Всесоюз. совещ. по альгологии – макрофитобентосу, Севастополь, октябрь 1979. Киев: Наукова думка.
1979. С. 130–131.
Clendenning K.A., North W.J. Effects of wastes on the giant kelp
Macrocystis pyrifera // Proc. Int. Conf. Waste Dispos. Mar.
Envir. 1960. P. 82–91.
Delaune R.D., Patrick W.H., Casselman J.R., Casselman M.E.
Effect of sediment pH and redox conditions on degradation
of benzo(a)pyrene // Mar. Pollut. Bull. 1981. Vol. 12, no. 7.
P. 251–253.
Divavin I.A., Mironov O.G., Tsimbal I.M. Influence of oil on nucleic acids of algae // Mar. Pollut. Bull. 1975. Vol. 6, no. 1.
P. 13.
Heldal M., Norland S., Lien T. et al. Toxic responses of the green
alga Dunaliella bioculata (Chlorophycea, Volvocales) to
selected oxidized hydrocarbons // Environ. Pollut. 1984.
Vol. 34, no. 2. P. 119–132.
Hsiao S.T.C., Kettle D.W., Foy M.G. Effect of crude oils and the
oil dispersant "Corexit" on primary production of arctic marine phytoplankton and seaweeds // Environ. Pollut. 1978.
Vol. 15, no. 3. P. 209–221.
Ivanov S.K. Carcinogenic transpollutants – a resultant of extreme
actions of fuels and lubricating oils // J. Environ. Prot. Ecol.
2001. No. 3. P. 669–677.
Kusk K.O. Effects of crude oil and aromatic hydrocarbons on the
photosynthesis of three species of Acrosiphonia grown in
the laboratory // Bot. Mar. 1980. Vol. 23, no. 9. P. 587–593.
Lacaze J.C., Gutierrez P., Joseph V. Sensibilités de deux algues
marines Phaeodactylum tricornutum et Acetabularia mediterranea vis-à-vis d'un pétrole brut soumis à différentes
conditions de photo-oxydation. Influence de l'évaporation //
Rev. Int. Océanogr. Méd. 1982. Vol. 66–67. P. 61–70.
Lobban S.C., Harrison P.T., Duncan M.T. The physiological ecology of seaweeds. Cambridge Univ. Press. 1985. 242 р.
McLachan J., Bidwell R.G.S. Photosynthesis of eggs, sperm, zygotes and embryos of Fucus serratus // Can. J. Bot. 1978.
Vol. 56, no. 4. P. 371–373.
O'Brien P.Y., Dixon P.S. The effects of oils and oil components on
algae: a review // Brit. Phycol. J. 1976. No. 11. P. 115–142.
O'Sullivan A.J. The Amoco Cadiz oil spill // Mar. Pollut. Bull.
1978. Vol. 9, no. 5. P. 123–128.
Pengerud B., Thingstad F., Tjessem K., Aaberg A. Photo-induced
toxicity of North Sea crude oils toward bacterial activity //
Mar. Pollut. Bull. 1984. Vol. 15, no. 4. P. 142–146.
Reddin A., Prendeville G.N. Effect of oils on cell membrane permeability in Fucus serratus and Laminaria digitata // Mar.
Pollut. Bull. 1981. Vol. 12, no. 1. P. 339–342.
Reed D.C., Lewis R.J. Effects of an oil and gas-production effluent
on the colonization potential of giant kelp (Macrocystis pyrifera) zoospores // Mar. Biol. 1994. Vol. 119, no. 2.
P. 277–283.
Reed D.C., Lewis R.J., Anghera M. Effects of an open-coast oilproduction outfall on patterns of giant kelp (Macrocystis
pyrifera) recruitment // Mar. Biol. 1994. Vol. 120, no. 1.
P. 25–31.
Seshadri R., Sieburth J. Seaweeds as a reservoir of Candida yeasts
in inshore waters // Mar. Biol. 1975. Vol. 30, no. 2. P. 105–
117.
Shiels W.E., Goering J.J., Hood D.W. Crude oil phytotoxicity
studies // Environmental Studies of Port Valdez. BraunBrumfield Inc., USA. 1973. P. 413–446.
Steele R.L. Sensitivity of some brown algal reproductive stages to
oil pollution // J. Phycol. 1977. Vol. 13, no. 2. P. 776–780.
Stekoll M.S., Deysher L. Response of the dominant alga Fucus
gardneri (Silva) (Phaeophyceae) to the Exxon Valdez oil
spill and clean-up // Mar. Pollut. Bull. 2000. Vol. 40, no. 11.
P. 1028–1041.
Thélin I. Effects, en culture, de deux pétroles bruts et d'un dispersant pétrolier sur les zygotes et les plantules de Fucus serratus Linnaeus (Fucales, Phaeophyceae) // Bot. Mar. 1981.
Vol. 24. P. 515–519.
Wrabel M.L., Peckol P. Effects of bioremediation on toxicity and
chemical composition of No. 2 Fuel Oil: Growth responses
of the brown alga Fucus vesiculosus // Mar. Pollut. Bull.
2000. Vol. 40, no. 2. P. 135–139.
Youngblood W.W., Blumer M. Alkanes and alkenes in marine
benthic algae // Mar. Biol. 1973. Vol. 21. P. 163–172.
БИОЛОГИЯ МОРЯ том 32 № 4 2006