ВІДКРИТИЙ МІЖНАРОДНИЙ УНІВЕРСИТЕТ
РОЗВИТКУ ЛЮДИНИ «УКРАЇНА»
Факультет біомедичних технологій
Кафедра фармації
КУРСОВА РОБОТА
на тему: «РОЛЬ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ В СИРОВИНІ ЛІКАРСЬКИХ РОСЛИН»
студентки III курсу 3ФМ-20-1 групи
Демиденко Марії Василівни
Керівник:
Федченкова Ю.А.
«Допущено до захисту»________________
Оцінка: ______________________________
Члени комісії: ____________ _______________________
(підпис) (прізвище та ініціали)
____________ _______________________
(підпис) (прізвище та ініціали)
____________ _______________________
(підпис) (прізвище та ініціали)
м. Київ 2022 рік
ЗМІСТ
ПЕРЕЛІК УМОВНИХ ПОЗНАЧЕНЬ ТА СКОРОЧЕНЬ………………..3
ВСТУП……………………………………………………………………….…4
РОЗДІЛ І. ВАЖКІ МЕТАЛИ У ГРУНТАХ ТА РОСЛИНАХ…………….6
1.1.Джерела забруднення навколишнього середовища важкими металами…6
1.2.Вплив важких металів на фізіологічні процеси рослин…………………10
1.3.Накопичення та розподіл важких металів у органах, тканинах і клітинах14
1.4.Еколого-біологічна характеристика……………………………………….16
1.5. Міграція важких металів у системі ґрунт-рослина……………………....19
РОЗДІЛ ІІ.МАТЕРІАЛИ І МЕТОДИ ДОСЛІДЖЕНЬ……………………24
РОЗДІЛ ІІІ.ВМІСТ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ У ГРУНТАХ ТА ЛІКАРСЬКИХ РОСЛИНАХ…………………………………………………25
3.1.Результати досліджень………………………………………………….…..27
3.2.Висновки досліджень…………………………………………………….…31
РОЗДІЛ IV.ШЛЯХИ ЗАПОБІГАННЯ ПРОЯВУ ТОКСИЧНИХ ДІЙ ВМ НА РОСЛИНИ…………………………………………………………………32
ВИСНОВКИ……………………………………………………………………34
СПИСОК ВИКОРИСТАНИХ ДЖЕРЕЛ……………………………………36
ПЕРЕЛІК УМОВНИХ ПОЗНАЧЕНЬ ТА СКОРОЧЕНЬ
ВМ – важкі метали
МДК – максимально допустимі концентрації
ГДК – гранично допустима концентрація мг/кг – міліграм на кілограм речовини
Кс – коефіцієнт концентрації
Кбп – коефіцієнт біологічного поглинання
Zn2+ – рухома форма катіону цинку з валентністю 2+
Cu2+ – рухома форма катіону міді з валентністю 2+
pH – від’ємний десятковий логарифм концентрації йонів водню (H+)
МС – Мурасіга-Скуга
ВСТУП
Актуальність теми. Важкі метали (ВМ) порівняно з іншими компонентами промислових викидів становлять найбільшу загрозу для екосистем (Burton et al., 1986). Потрапляючи в навколишнє середовище, вони включаються в біогеохімічний кругообіг, мігрують ланками трофічних ланцюгів, поступово нагромаджуючись в компонентах екосистеми. Особливо турбує забрудненість ВМ рослинницької продукції, яка є ланкою трофічних ланцюгів тварин та людини (Ильин, 1991). Частина ВМ за низьких концентрацій є життєво важливими структурними компонентами рослинної клітини і необхідні для процесів метаболізму, проте у високих концентраціях вони викликають низку порушень фізіологічних та біохімічних процесів (Гуральчук, 1994). Мідь і цинк належать до есенціальних мікроелементів, проте підвищення їх вмісту в клітині призводить до генерації оксидантного стресу (Brune et al., 1995; Гащишин та ін., 2012; Воробець та ін., 2000). Відомо, що в конкретних умовах рослини можуть проявляти певну резистентність та адаптивність до дії ВМ; встановлені суттєві відмінності у реакції різних видів рослин на дію ВМ (Бессонова, 1999). При цьому адаптація рослин до їх токсичного впливу можлива лише у вузькому діапазоні концентрацій і в умовах зовнішнього середовища, коли природні фактори не створюють додаткових стресових ситуацій (Пацула, Демків, 2003). Зазначимо, що ушкодження однорічних рослин ВМ обмежує їх використання в якості сенсорів присутності контамінуючих сполук в екосистемах, а використання багаторічних рослин, у т.ч. – бобових, є мало дослідженим. Тому важливим завданням є пошук толерантних видів рослин, здатних акумулювати важкі метали, розподіляти їх у органах та тканинах і одночасно продукувати велику біомасу для зручного їх збору з забрудненої ділянки (Гуральчук, 2006). При цьому актуальним є проведення досліджень на рослинах Trifolium pratensе L. з метою розробки наукових основ постійного багаторічного моніторингу за метаболізмом ВМ в екосистемах, особливо при вирощування сільськогосподарських рослин на техногенно забруднених ґрунтах. Зв’язок роботи з науковими програмами, планами та темами.
Мета та завдання досліджень. Мета курсової роботи – встановити вплив важких металів на рослини Trifolium pratensе L., акумуляцію та локалізацію ВМ на різних рівнях організації рослинного організму та запропонувати оцінку рівня забруднення ґрунтів за реакціями Trifolium pratensе L.
Для досягнення мети поставлені такі завдання:
1) дослідити вплив солей цинку та міді на морфо-фізіологічні показники Trifolium pratensе L.;
2) встановити експресними методами вплив ВМ на розвиток асиміляційної поверхні рослин та вміст хлорофілу;
3) з’ясувати особливості міграції та акумуляції ВМ в системі ґрунтрослина;
4) визначити локалізацію ВМ в тканинах і системах органів рослин Trifolium pratensе L;
5) з’ясувати шляхи запобігання прояву токсичної дії ВМ на рослини Trifolium pratensе L;
6) запропонувати оцінку рівня забруднення ґрунтів за реакціями Trifolium pratensе L.
Об’єкт досліджень – реакції рослин Тrifolium pratense L. на дію важких металів в системі «ґрунт-рослина».
Предмет досліджень – фізіолого-біохімічні адаптаційні реакції рослин Trifolium pratensе L. за дії підвищеного вмісту Zn2+ та Cu2+ у середовищі.
Методи досліджень – фізіолого-біохімічні, ICP та AAS-спектроскопія, лабораторні та натурні експерименти, стандартні статистичні методи з використанням пакетів програми «Microsoft Excel, 2010».
Структура та обсяг курсової роботи. Курсова робота складається зі вступу, переліку умовних позначень та скорочень, трьох розділів та підрозділами, висновків. Загальний список використаної літератури містить 21 джерел. Повний обсяг курсової роботи становить 33 сторінок. Робота містить 2 таблиці результатів досліджень.
РОЗДІЛ І. ВАЖКІ МЕТАЛИ У ГРУНТАХ ТА РОСЛИНАХ
Джерела забруднення навколишнього середовища важкими металами
До важких металів відносять хімічні елементи з атомною масою більше 40 та густиною понад 5 г/см3, які мають властивості металів. До цієї групи відноситься 40 елементів (Алексеев, 1987). Важкі метали (ВМ) займають особливе місце серед полютантів екосистем із-за високої токсичності, здатності до акумуляції при русі по трофічному ланцюгу та значної рухливості в природному середовищі (Ильин, 1991). Надходження важких металів у навколишнє середовище здійснюється як антропогенним так і природним шляхом (Алексеев, 1987; Перельман, 1989). До природних джерел відносять вивітрювання гірських порід і мінералів, ерозію ґрунтів, дим лісових пожеж, метеоритний пил (КабатаПендиас, Пендиас, 1989). Антропогенним джерелом надходження ВМ в довкілля є господарська діяльність людини: високотемпературні процеси з промисловими викидами (чорна і кольорова металургія, випалювання цементної сировини, згоряння рідкого і твердого палива); винесення важких металів із відвалів копалень чи металургійних підприємств водними таповітряними потоками; скидання стічних вод; постійне внесення високих доз органічних і мінеральних добрив, пестицидів, які містять домішки важких металів (Орлов и др., 2002; Топчій, 2010).Як відомо, темпи розсіювання і залучення хімічних елементів у біогенний кругообіг за останні десятиріччя значно зросли, а їх надзвичайно високий вплив на живі організми дає підставу віднести їх до особливо небезпечних забруднювачів біосфери. Це зумовлено тим, що важкі метали характеризуються високою токсичністю за низьких діючих концентрацій, акумулюються в окремих ланках трофічного ланцюга і створюють довготривалу реальну небезпеку існуванню живих організмів (Simon, 2001; 24 Tamás, 2002). Численні наукові дослідження доводять, що подальше зростання рівня токсичності середовища призводить до згасання функціонування біологічних систем. Перш за все за умов інтоксикації середовища важкими металами змінюється загальний рівень енергетичного обміну (Гандзюра, Грубінко, 2008). В певних межах концентрацій токсикантів це призводить до пригнічення темпів росту і швидкості накопичення енергії в організмах (Гандзюра, 2002). Відомості, щодо вмісту валових та рухомих форм важких металів у ґрунтах, відображено у багаточисельних наукових публікаціях вітчизняних і зарубіжних авторів, зокрема Якуба и др., 2002; Фатеєв, 1999, 2003; Дмитрук, 1999, 2004; Середюк, 2004; Цветкова, Клименко, 2005; Валерко, 2008, Мислива, 2009, 2010; Цветкова та ін., 2016; Reichman, 2002; Nan et al., 2000,2002; Miyazawa et al., 2002; Zupancic, 2004; Linde et al., 2007; Degryse et al., 2008.Важкі метали надзвичайно легко накопичуються в ґрунтах, а виводяться десятки й сотні років: період напіввиведення для Cu становить 310-1500 років, Zn – 70-150, Pb – 40-5900, Cd – 13-110 років (Добровольський, 1997). Накопичуючись у ґрунті в небезпечних концентраціях, елементизабруднювачі здатні змінювати біологічні властивості ґрунту, негативно впливати на ґрунтову біоту, рослини і тварини (Алексев, 1987; Алексеенко,2000; Орлов и др., 2002). Відомо, що надходження та локалізація ВМ у ґрунтах залежать від хімічних форм, в яких вони перебувають у материнській породі або потрапляють до ґрунту. Важкі метали, що надходять з атмосферним пилом, перебувають у неорганічній формі – у вигляді оксидів, карбонатів, силікатів, сульфідів та сульфатів (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989; Гуральчук, 2006; Вакерич, Ніколайчук, 2009).Згідно літературних даних (Козловський та ін., 2005, 2008; Риженко, 2012; Цветкова, 1992; Сараненко, 2005, 2006; Gamalero et al., 2009) важливу роль на вміст рухомих форм ВМ у ґрунтах відіграють такі фактори, як вміст гумусу, тип ґрунту та рН водної витяжки ґрунту. Дослідженнями К. Реуце та С. Кирстя (1989) встановлено, що катіони Міді та Цинку поглинаються більш інтенсивно в кислому середовищі, а Кадмій в лужному. У роботі В. Б. Ільїна (1991) відмічається, що рухомі форми Міді Кадмію, Стронцію та Барію у кислих ґрунтах стають слаборухомими, а в нейтральних та лужних ґрунтах взагалі нерухомими. Згідно даних Е. И. Андреюк та Е. В. Валагурової (1992), більшість Zn надходить у ґрунт у вигляді важкорозчинних сполук, тоді як Cu – у формі хімічно активних речовин, здатних взаємодіяти з гумусовими кислотами. За свідченнями деяких авторів Cu найкраще акумулюється в алювіальній частині профілю, а Zn у верхньому перехідному горизонті при переході до породи (Слюсарчук, Дмитрук, 2004).Одним із шляхів забруднення ґрунту важкими металами є внесення органічних добрив. Відомо, що при внесенні у ґрунт органічних добрив в ньому збільшується вміст таких хімічних елементів, як Цинк, Купрум, Ферум, Кадмій, Плюмбум (Алексеев, 1987). Наявні літературні дані свідчать про те, що збільшення рН у ґрунті межах 6–8 призводить до утворення нерозчинних комплексів Міді з фульвокислотами, а це призводять до накопичення їх у ґрунтах до рівнів, які токсичні для біологічних систем (Кашнер,1981). При підкисленні середовища Сu, Ni та Co характеризуються збільшення міграційної здатності. Зменшення рН призводить до збільшення рухливості Zn в 3,8–5,4 рази, Сu, в 2–3 рази (Мажайський и др., 2001). Проблема вивчення токсичної дії та виведення важких металів на території Закарпаття стоїть особливо гостро у зв’язку з тим, що для регіону характерна досить інтенсивна сільськогосподарська діяльність, яка пов’язана з використанням великої кількості мінеральних та органічних добрив, пестицидів, тощо (Вакерич, Ніколайчук, 2009). Значну частину площ сільськогосподарських угідь Закарпатської області (27%) становлять землі з дуже сильно- та сильнокислою реакцією ґрунтового розчину (Бандурович та ін., 2017). Відомо, що ґрунти, які мають кислу реакцію середовища та ненасичені основами, зокрема підзолисті, дерново-підзолисті, болотні, сірі та бурі лісові є менш стійкі до дії різних видів забруднення (Рижук та ін., 2002). Питанням забруднення ґрунтів території Закарпаття важкими металами різної форми рухливості займалися такі науковці як В. Г. Рошко, О. В. Грабовський (1999); В. І. Ніколайчук (2004, 2001); Н. В. Бойко та ін., (2000, 2008); В. І. Гомонай (2009, 2010); С. М. Сухарєв, О. І. Симканич (2013). Встановлено, що ступінь токсичності ґрунтів, забруднених ВМ, визначається не тільки валовим вмістом, але і рухомими формами, які беруть участь в біогенній міграції (Фатєєв та ін., 1999). Надходження токсикантів відбувається часто по складній системі: ґрунт–рослина–людина, ґрунт–рослина–тварина–людина, ґрунт–вода–людина, ґрунт–повітря–людина (Ніколайчук та ін., 2007; Kele et al., 2002).Як зазначає В. І. Гомонай (2010) хоча на території Закарпатської області не було великих хімічних підприємств, але рівень забруднення за останні 20 років загрозливо став збільшуватися. Аналіз наяних у літературі даних показує, що після аварій на гірничодобувному підприємстві у Бая-Борша забрудненість перевищувала гранично допустимі норми по Cu в 200 разів, по Zn – у 10, Pb – 14, Mg – у 60, Fe – в 20 разів. Як відомо, важкі метали забруднили не лише воду, а й осіли в ґрунтах, на яких населення притисянських територій, вирощує овочі та іншу сільськогосподарську продукцію (Ніколайчук, 2004).Значний вплив на забруднення важкими металами ґрунтів має автомобільний транспорт, так як через територію Закарпаття проходить багато автомагістралей, а це призводить до посиленої дії на екосистеми різних токсичних речовин, що містяться у викидах автотранспорту. Як, відомо забрудненість Pb та Zn м. Ужгород, Ужгородського району Закарпатської області перевищувала ГДК у декілька разів (2–2,5 раз) (Гомонай, 2009)
Таким чином, все це обумовлює особливу актуальність вивчення механізмів акумуляції та локалізації ВМ різними організмами й розробки різноманітних методів біологічного очищення ґрунтів.
1.2.Вплив важких металів на фізіологічні процеси рослин
Аналіз багато чисельних публікацій свідчить, що важкі метали за дїї різних концентрацій впливають на всі фізіологічні та біохімічні процеси та призводять до пригнічення росту та розвитку рослин (Алексеева-Попова, 1991; Вакерич, 2008; Серегин и др., 2011; Гришко, Сыщиков, 2012; Міхєєв, Лапань, 2019). Проростання насіння є важливим етапом органогенезу, від якого в значній мірі залежить подальший ріст і розвиток рослин (Яковлєва-Носарь, 2008). Вплив важких металів на формування та проростання насіння у різних видів рослин (бобів, гороху, рису, вівса, пшениці, Robinia pseudoacacia, сrepis capillaries, vaccinium myrtillus) досліджували: Ваулина и др., 1978; АлексееваПопова, 1983; Мельничук, 1990; Shah & Dubey, 1998; Лянгузова, 1999, 2011; Яковлєва-Носарь, 2008; Гришко, Сіліч, 2015). Ступінь впливу ВМ на проростання насіння залежить від концентрації металу, його токсичності та тривалості дії. Низькі концентрації іонів ВМ не порушують основні фізіологічні процеси, а надвисокі концентрації повністю пригнічують життєздатність насіння (Гуральчук, 1994). При вивченні механізму впливу важких металів на проростання насіння виявлено, що вони проникають через насіннєву оболонку (Wierzbicka & Obidzińska, 1998) і викликають затримку проростання за рахунок впливу на процеси поділу і розтягування клітин (Бессонова, 1991). За результатами досліджень Л. М. Гончара (2016) відмічено, що за дії високих концентрацій цинку та міді спостерігається низька схожість насіння вівса, а за низьких концентрацій цинку (1:100) спостерігалося зростання відсотку схожих насінин. За даними М. М. Вакерича (2010) сульфат купруму у водній культурі має стимулюючий вплив на розвиток рослини вівса, а при перевищенні «граничного» значення – вплив протилежний (інгібуючий). Ріст – один із найважливіших параметрів, які характеризують відповідну реакцію рослин на стрес. Розвиток – це процес формування організму або його окремих частин і органів. Ріст і розвиток тісно пов’язані між собою і як правило, відбуваються паралельно. Численні наукові дослідження доводять, що ріст та розвиток рослин залежить від концентрації та тривалості дії металів, їх природи, а також біологічних особливостей виду рослин (Мусієнко, Гандзюра, 1998; Иванов, и др., 2003; Гуральчук, 2006; Титов и др., 2007; Вакерич, 2008). Дослідженнями встановлено, що ріст коренів є більш чутливим до дії важких металів порівняно з ростом пагонів (Алексеева-Попова, 1991; Серегин, Иванов, 1997). Вплив важких металів на ріст коренів досліджували (Нестерова, 1989; Мельничук, 1990; Titov et al., 1996; Vassilev, 2002; Yang et al., 2000; Гришко, Демура, 2009). Відомо, що коріння є першим бар’єром на шляху транспорту металів із ґрунту в рослину, і саме корінь бере на себе основну функцію по їх акумуляції та детоксикації (Нестерова, 1989; Punz & Sieghardt, 1993). В. Бусслер (1989) зазначає, що при збільшенні концентрації іонів у середовищі спостерігається послідовна поява ознак пригнічення рослинного організму: І стадія – гальмування росту; ІІ – хлороз листків; ІІІ – некрози асиміляційних органів; IV – відмирання коренів (Bussler, 1989).Вплив важких металів на асиміляційну поверхню рослин. Останнім часом вивченню впливу важких металів на фотосинтез присвячено досить велика кількість праць (Безсонова, 2006; Топчій, 2010; Stiborova et al., 1988; Krupa & Baszyński, 1995; Vassilev et al., 1997). Фотосинтез і ріст – важливі фактори, які визначають продуктивність рослинних угруповань (Бессонова, 2006). Зменшення швидкості росту і розвитку, порушення важливих фізіологічних процесів, поряд з хлорозом і некрозом, вважають найтиповішими проявами токсичної дії важких металів, які у кожного виду рослин, залежать від видових особливостей (Тарабрин, 1980; Алексеева-Попова, и др., 1983; Алексеева-Попова, 1991).Відомо, що пігментна система багатьох рослин чутлива до повітряних полютантів і тому вміст хлорофілу можна використовувати для біоіндикації забруднення довкілля як окремими токсикантами, так і їхніми комплексами (Маєвська та ін., 2000). Аналіз наявних у літературі даних показує, що найбільш інформативним біоіндикаційним показником стану довкілля є співвідношення хлорофілів а+b, так як забезпечує нормальне функціонування фотосинтетичного апарату (Бессоновова, 1992; Гливяс, Ніколайчук, 2001). Результатами дослідження Мельничук (1990) встановлено, що за дії високих концентрації важких металів зменшується вмісту зелених пігментів. Наприклад відзначено зниження вмісту хлорофілу а і в у листках за дїї високих концентрацій міді (Burzyński & Kłobus, 2004) і цинку (Panda et al., 2003; Khudsar et al., 2004). Мідь у великих концентраціях сповільнює зв'язування молекул хлорофілів з білками в світлозбиральних комплексах фотосистем (Caspi et al., 1999). Відомо, що надлишок міді на фізіологічному рівні може призвести до розпаду хлорофілу та каротиноїдів, збільшення проникності мембран (Andriano, 2001).Численними дослідженнями встановлено, що підвищення концентрації металів у клітині, призводять до порушення ультраструктурної організації хлоропластів багатьох сільськогосподарських злакових культур (Ількун, 1978), зростання вмісту свинцю викликає зміну ліпідного складу тилакоїдних мембран (Ольхович, 1995), а іони міді спричиняють деструкцію системи ламел (Ильин, 1991). Вміст пігментів та їхній стан визначають розвиток і активність фотосинтетичного апарату, а також продуктивність, життєздатність та стійкість рослин (Busuioc et al., 2008; Blaylock et al., 1997; Kabata-Pendias, Pendias, 1992). Відомо, що підвищені концентрації ВМ можуть призводити до загальних малоспецифічних фізіологічних та біохімічних змін (Титов и др., 2007). Найзагальнішими проявами фітотоксичності іонів важких металів є хлороз та затримка росту і розвитку (Кавулич та ін., 2016). Згідно з результатами досліджень (Hagemeyer, 1999) головні симптоми отруєння міддю – це мідь-індукований хлороз і вади розвитку кореневої системи. Залежно від ступеня пошкодження листка В. П. Бессонова (2006 с. 28) твиділяла 5 груп.
- До першої групи відносяться рослини, які протягом всього вегетаційного періоду не мали помітних пошкоджень листків і зберегли високий ступінь декоративності: бирючина звичайна, лох вузьколистний, бузина чорна, шовковиця біла, троянда собача.
- До другої групи відносяться рослини з пошкодженими до 10 % листовими пластинками, декоративність їх знижувалася трохи: айлант високий – пошкодження у вигляді невеликої кількості подовжених коричневих плям по всій поверхні листка, пошкоджене листя обпадає не відразу; абрикоса звичайна і вишня звичайна – пощкодження у вигляді точкових коричневих плям по всій поверхні листка, а потім отворів, усихання кінчиків листка.
- До третьої групи відносяться рослини з пошкодженням листкових пластинок менш ніж на 20 %. У горіха грецького, таволги Вангутта, жимолості татарської виявлені коричневі плями по всій поверхні листка.
- До четвертої групи відносяться рослини листкові пластинки яких пошкоджені до 50 %. Типи пошкодження: у берези повислої – коричневі точкові пошкодження листка міжжилковий хлороз, потім буро-коричневі плями по всій поверхні листка; у верби білої – некротичні зміни краю листка, хлороз.
- До п’ятої групи відносяться рослини, листки, яких пошкоджені більше, ніж 50 %. Основні типи пошкоджень: клен остролистий – коричневі плями по всій поверхні листка, наскрізні отвори; кінський каштан звичайний - усихання кінчика і країв листка міжжилковий некроз, коричневі смужки по поверхні і краях листка. Значення асиміляційної поверхні в процесі онтогенезу і забезпеченні життєдіяльності рослин були предметом вивчення багатьох дослідників (Андреєва, 1982; Бессонова, 1992). Приріст органічної маси в значній мірі залежить від ефективності фотосинтетичного апарату та від динаміки росту його розмірів – площі асиміляційної поверхні та тривалості активного функціонування листків. Забруднення середовища важкими металами призводить до значного підвищення їх концентрації у листках деревних та чагарникових рослин (Бессонова, Зайцева, 2008). Дослідженнями (Ковда, 1985; Vassilev et al., 1998;Таланова и др., 2001; Khudsar et al., 2004; Бессонова, 2006) встановлено, що підвищення концентрації важких металів у навколишньому середовищі призводить до значного зменшення площі листової пластинки (по відношенню до контролю).
1 2 3 4