(+59,4 ккал/моль);Трансформация соединений биогенных элементов (углерода, азота, фосфора, кремния, серы) и кислорода в водных экосистемах, как было отмечено выше, представляет собой комплексный процесс, протекающий с участием практически всех организмов (Айзатуллин, Лебедев, 1977; Леонов, Айзатуллин, 1977; Айзатуллин, 1980; Айзатуллин, Шамардина, 1980). Имеющаяся информация об исследованиях отдельных элементов и звеньев их общих циклов, а также о некоторых вопросах кинетики трансформации соединений указанных элементов, весьма разрозненна. В связи с этим возникают значительные трудности корректного расчета скоростей трансформации соединений органогенных элементов как в природных, так и в лабораторных условиях. Именно поэтому затруднено выявление каких-либо четких зависимостей между химическим строением веществ, кинетикой и механизмом их трансформации в водных экосистемах (Леонов, 1991). Изменения концентраций соединений азота могут являться результатом одновременно протекающих биохимических процессов потребления, выделения органического азота гетеротрофными микроорганизмами и водорослями, ферментативного гидролиза белков полипептидов в растворе и на взвесях, биологической трансформации взвешенного органического азота (организмов и детрита), выделения аммония при дезаминировании растворенного и клеточного органического вещества, окисления аммония и нитритов и промежуточных соединений автотрофными и гетеротрофными нитрифицирующими бактериями, ассимиляции аммония, нитритов, нитратов как автотрофами, так и гетеротрофными микроорганизмами, редукции нитратов и нитритов денитрифицирующими бактериями, особенно в донных отложениях, фиксации атмосферного азота водорослями и бактериями. По всем звеньям сложной цепи азотного цикла имеются фрагментарные оценки скоростей, полученные в основном в лабораторных условиях. Однако скорости лишь двух процессов изучены в широком спектре изменений условий среды: потребления и регенерации соединений азота микроорганизмами (в связи с изучением первичного продуцирования) и нитрификации (в связи с проблемой качества вод). Главная причина сложности исследования кинетики и механизма трансформации форм азота - комплексность, так как практически все виды микроорганизмов принимают участие в процессах превращения веществ, содержащих азот (Леонов, 1991).
Окисление многочисленных промежуточных продуктов трансформации соединений азота в водных экосистемах - гидроксиламина, дигидрооксиаммония, нитроксила, гипонитрита - протекает сравнительно быстро. Медленными, лимитирующими общую скорость трансформации, стадиями является окисление аммония и нитритов, осуществляемое двумя различными популяциями микроорганизмов-хемоавтотрофов (Горленко и др., 1977):
Nitrosomonas: (+59,4 ккал/моль);
Nitrobacter: 
(+18 ккал/моль).
Именно эти лимитирующие стадии учитываются при построении моделей трансформации соединений азота. Полагают, что окисление аммония и нитритов осуществляется соответствующими ферментативными комплексами, тесно связанными со структурами клеток хемоавтотрофов и лишь в незначительном количестве присутствующими в растворе (Рубан, 1961; Рубан, 1986). На основании этого ферментативные реакции при построении моделей не учитываются.
В трансформации соединений фосфора, как и азота, принимают участие организмы практически всех трофических уровней. Растворенные фосфаты (DIP) потребляются водорослями и бактериями и трансформируются в органические соединения - эфиры фосфорной кислоты. Этот органический фосфор живого вещества включается в пищевую цепь на всех уровнях. В процессе жизнедеятельности организмов выделяются фосфаты и растворенные фосфорорганические соединения (DOP), а также образуется косное взвешенное фосфорсодержащее органическое вещество - детритный фосфор (Dp). При автолизе в воду весьма быстро поступает 30 - 40 % DOP, которые утилизируются гетеротрофными бактериями, а также, как показывают отдельные эксперименты, гидролизуются внеклеточной фосфатазой до DIP (правда в некоторых экспериментах это не нашло подтверждения). Кроме того, DOP, как показано в многочисленных работах, может непосредственно ассимилироваться фитопланктоном. Накоплено достаточно доказательств того, что, помимо бактерий, регенерацию фосфатов из органических соединений могут осуществлять простейшие и зоопланктон, причем направление трансформации соединений фосфора зоопланктоном может существенно зависеть от сезона и условий окружающей среды. Обнаружилось также потребление фосфатов бактериями, которое может при определенных условиях превышать потребление ими органического фосфора. Существенно, что присутствие хищных форм ускоряет бактериальную трансформацию соединений фосфора. Таким образом, трансформация фосфора осуществляется в сложной системе взаимодействия организмов и химических веществ, характер которого зависит от условий окружающей среды.
Экспериментально полученные значения скоростей трансформации органических веществ (ОВ) в природных водах представляют лишь сравнительный интерес, так как из-за невозможности добиться экологического подобия они соответствуют только условиям данного эксперимента и могут сколь угодно сильно отличаться от действительно имеющих место в природных условиях (Айзатуллин, Лебедев, 1977; Хайлов, 1979; Айзатуллин, 1980; Айзатуллин, Шамардина, 1980). Важно подчеркнуть, что при традиционной постановке эксперимента по трансформации ОВ в природной воде с полной или частичной изоляцией исследуемого объема воды и изменением всех условий: гидродинамических, физических (температуры, давления, освещенности и т. п.), физико-химических (особенно на границах раздела фаз), экологических (структуры сообщества) в действительности изучается переходный процесс в новой микросистеме - от природного установившегося состояния к новому, соответствующему условиям эксперимента. При этом популяции бактерий, основных трансформаторов ОВ в природной воде, последовательно проходят во времени несколько фаз развития, в каждой из которых их трансформирующая активность различна.
Насколько сильным может быть влияния параметров экспериментальной установки, зависит от того, насколько ее аллометрические показатели отличаются от таковых в экосистеме (Хайлов, 1979). Например, отношение биомассы организмов к массе воды в экспериментальной установке и в экосистеме не идет обычно ни в какое сравнение. Однако от него зависит и возможность субстратного лимитирования организмов в эксперименте, и возможность их ингибирования собственными продуктами жизнедеятельности. Второе почти никогда не принимается во внимание гидробиологами, а первое учитывают обычно лишь по основным формам пищи, тогда как лимитирующим может стать почти любой химический компонент среды.
Гидробиологический эксперимент охватывает в настоящее время далеко не весь список существенных экологических переменных. Монографически, в широком диапазоне изменчивости изучены лишь немногие из них: температура, масса тела и по отношению к водорослям - освещенность. Среди практически неизученных - ряд важных переменных с весьма широким диапазоном варьирования в природе, очень редко регистрируемых в экспериментах. Все это означает, что при экологических расчетах, необходимых для прогнозов, и при математическом моделировании биологических процессов в водоемах, существенные регуляторы обмена могут выпадать из анализа. Другим недостатком эксперимента представляется то, что сравнительно редко в одной работе сопоставляются разные переменные.
Значительные трудности методического характера возникают и при экспериментальном исследовании влияния биогенных элементов на фитопланктон. При этом всегда существует проблема соответствия результатов, полученных экспериментальным путем, тем процессам, которые имеют место в реальных водных системах. Наиболее важными и часто используемыми методами исследований по влиянию биогенов на развитие фитопланктонных сообществ являются следующие (Beardall et al., 2001).
1. Эксперименты с тестовыми организмами могут использовать рост микроводорослей в качестве некоторой меры способности воды с определенным элементным составом поддерживать увеличение биомассы микроводорослей. Рост биомассы измеряется в исходной пробе воды, предварительно очищенной от других видов водорослей, и затем в такой же пробе, но с добавлением того или иного биогенного элемента (или совокупности биогенных элементов в определенной пропорции). Если добавление биогенов приводит к увеличению роста биомассы водорослей, то отсюда делается вывод о том, что данный биогенный элемент или определенная комбинация биогенных элементов были лимитирующими в исходной пробе воды. Этому методу свойственны некоторые недостатки. Главный их них заключается в том, что результаты эксперимента существенным образом зависят от того, в какой фазе роста микроводорослей проводятся измерения. Кроме того, предварительная фильтрация воды перед помещением в нее тестовых организмов может приводить к удалению коллоидных частиц и органических комплексов, которые могут быть важным источником биогенных элементов, в особенности фосфора.
2. Эксперименты с природными сообществами и обогащением воды биогенными элементами. Этот вид исследований проводится в настоящее время наиболее часто. В этом случае в пробы, содержащие природный фитопланктон, вносят различные биогенные элементы и проводят факторный эксперимент. При этом измеряют либо ассимиляцию углерода, либо рост биомассы, либо изменение концентрации хлорофилла “а”, либо ряд флуоресцентных параметров. Как правило, такие эксперименты продолжаются во времени от нескольких часов до нескольких недель и даже более. Если измеряемые параметры в опытных образцах и контроле сходны между собой по порядку величин и особенностям временной динамики, то отсюда делается вывод об отсутствии биогенного лимитирования. В противном случае можно установить, например, регрессионные зависимости между концентрациями биогенных веществ и измеряемыми параметрами, характеризующими состояние фитопланктонного сообщества или же сделать статистически обоснованный вывод о наличии такого лимитирования. Как и в случае экспериментов с тестовыми организмами, эксперименты с биогенным обогащением не лишены ряда трудностей и методических проблем. Например, добавление биогенных элементов может приводить к тому, что на определенном отрезке времени эксперимента или даже в течение всего эксперимента лимитирующим (а возможно и наоборот, стимулирующим) станет какой-либо другой элемент (например железо), который в исходной пробе таковым не являлся (Menzel, Ryther, 1961). Вообще, в такого рода исследованиях учитывать химический состав воды очень важно (особенно это касается некоторых металлов - следовых элементов), поскольку от них, например, зависят процессы образования комплексных соединений, влияние которых на состояние фитопланктонного сообщества может быть чрезвычайно велико (Anderson, Morel, 1982; Butler, 1998). Еще один недостаток заключается в том, что экспериментальное фитопланктонное сообщество является замкнутым, а это может существенным образом влиять на его физиологическое состояние вплоть до изменения структуры (видового состава) сообщества. Кроме того, могут стать недоступными многие другие важные источники биогенных элементов, такие, например, как донные отложения (седименты), взвешенное органическое вещество и рециклинг биогенных элементов за счет простейших и зоопланктона. Отсутствие зоопланктона изменяет и систему трофических взаимоотношений в планктонном сообществе, что в ряде случаев приводит к значительному стимулированию развития фитопланктона даже в необогащенных биогенными элементами контрольных сообществах.
3. Отношения элементов и структура макромолекул. Начиная с плодотворных и основополагающих работ Редфилда (Redfield, 1934; Redfield, 1958) элементный состав фитопланктона и воды, в которой выращивали клетки фитопланктона, используется в качестве важного и полезного индекса (показателя) биогенного лимитирования. Было показано, что клетки/сообщества фитопланктона ассимилируют C, N и Р в отношении, в среднем близком к 106:16:1 (отношение Редфилда), так что если отношение N:P в воде порядка 30, то это свидетельствует о фосфорном лимитировании, а если это отношение близко к 5, то лимитирующим элементов является азот. Парсонс и Такахаши (Parsons, Takahashi, 1973) собрали различные данные по содержанию аминокислот в фитопланктоне. Используя эти данные, они рассчитали средний состав субстратов, содержащих азот (аминокислоты) в фитопланктоне - 
. Таким образом, отношение C:N равно 3,96 (для сравнения приведем также отношение C:N (атомы) в других организмах: копеподы - 4,67 (Bamstedt, 1986); простейшие - 5,5 (Verity, 1985: для цилиат); бактерии - 5,1 (Goldman et al., 1987); фитопланктон - 6,625 (Redfield, 1934)).Следует иметь в виду, что нет никаких оснований полагать, что все эти отношения, включая и отношение Редфилда, представляют собой константы (Falkowski, 2000). Они чрезвычайно изменчивы и видоспецифичны, их определение само по себе представляет самостоятельную, сложную в методическом отношении и недостаточно решенную проблему. Поэтому нельзя от этих отношений требовать больше того, что оно на самом деле может дать. Использование элементных отношений биогенных элементов в воде может только помочь сделать вывод о возможном характере (типе) лимитирования фитопланктонного сообщества, однако с их помощью трудно проверить, на самом ли деле это сообщество ограничено биогенными элементами в данное время. Элементный состав микроводорослей отражает макромолекулярный состав (количество белков, липидов, карбогидратов) клеток фитопланктона, который, в свою очередь, связан с процессами потребления биогенных элементов и их ассимиляцией. При азотном лимитировании обычно уменьшается содержание протеинов и происходит накопление карбогидратов и липидов (Morris, 1981; Shifrin, Chisholm, 1981; Ganf et al., 1986). Фосфорное лимитирование может стать причиной изменения внутриклеточных пропорций между концентрациями белков, липидов и карбогидратов (Harris, Piccinin, 1983; Harrison et al., 1990; Theodorou et al., 1991; Reitan et al., 1994). К сожалению, изменения элементных отношений фитопланктона не являются специфичными по отношению к конкретному лимитирующему элементу. Например, и на отношение C:N, и на отношение N:P может оказывать влияние не только лимитирование азотом, но и лимитирование кремнием или же неорганическим углеродом.
4. Кинетика потребления питательных веществ. Лимитирование роста фитопланктона биогенными веществами приводит к изменениям уровня метаболизма. Это обстоятельство также может быть использовано для определения степени биогенного лимитирования. Хорошо известно, что водоросли реагируют на биогенное лимитирование увеличением способности к поглощению и/или эффективности потребления того или иного вещества. Поглощение и усвоение N и P сопровождается затратами энергии, запасенной, например, в АТФ. Содержание АТФ в клетках фитопланктона уменьшается в период дефицита фосфора и азота и увеличивается, когда запасы биогенных элементов пополняются или восстанавливаются.
5. Биохимический и молекулярный подходы. В этой группе методов исследуется влияние биогенного лимитирования на изменения внутриклеточных концентраций протеинов, специфических ферментативных маркеров, нуклеиновых кислот, хлорофилла и отношений между различными пигментами, а также изменения отношения Chl a : C. В частности показано, что при фосфорном и азотном лимитировании внутриклеточное содержание хлорофилла, а следовательно и отношение Chl a : C уменьшается. Для некоторых видов водорослей при фосфорном лимитировании отмеченные изменения происходят более медленно по сравнению с условиями азотного лимитирования или же лимитирования железом. У некоторых видов водорослей под влиянием биогенного лимитирования могут изменяться внутриклеточные отношения Chl c : Chl a, однако при этом отношения Chl a : Chl b остаются неизменными. В целом лимитирование азотом оказывает более сильное влияние на изменение концентрации хлорофилла, чем на каротиноиды.
6. Методы, основанные на измерении флуоресценции хлорофилла “а”. Эти методы основаны на измерении люминесценции проб воды, содержащих фитопланктон, и являются одними из самых оперативных и высокочувствительных.
Дополнительная информация:
© 2001-2024 Кафедра биофизики МГУ