Біомоніторинг забруднення озер м. Києва (Україна) важкими металами з використанням занурених макрофітів та оцінка їхньої фіторемедіаційної здатності

Размещено на http://www.allbest.ru/

Біомоніторинг забруднення озер м. Києва (Україна) важкими металами з використанням занурених макрофітів та оцінка їхньої фіторемедіаційної здатності

О.О. ПАСІЧНА, к. б. н., ст. наук. співроб.,

Інститут гідробіології НАН України, Київ

Л.О. ГОРБАТЮК, к. т. н., ст. наук. співроб.,

Інститут гідробіології НАН України, Київ, М.О. ПЛАТОНОВ, к. б. н., наук. співроб., Інститут гідробіології НАН України, Київ

С.П. БУРМІСТРЕНКО, пров. інж.,

Інститут гідробіології НАН України, , Київ,

О.О. ГОДЛЕВСЬКА, к. фіз.-мат. н., доцент,

Національний університет біоресурсів і природокористування України, Київ

Розглянуто можливість використання занурених макрофітів Ceratophyllum demersum L., Myriophyllum spicatum L. і Potamogeton perfoliatus L. для біомоніторингу забруднення водойм урбанізованих територій важкими металами. Проведено визначення рівнів накопичення металів (Mn, Pb, Ni, Cd) у зазначених видах вищих водних рослин та встановлено їхній взаємозв'язок з концентрацією металів у воді озер м. Києва (Україна). Визначено коефіцієнти біологічного накопичення металів досліджуваними видами рослин. Встановлено, що найбільшу кількість важких металів акумулюють водні макрофіти з озер Мінське, Лугове, Богатирське, Кирилівське та Йорданське (система озер Опечень). Найменший вміст важких металів виявлено у водних макрофітах з озер Редьчине, Вербне, Синє, Тягле і Тельбін. Рекомендовано використання C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus для фіторемедіаціїта відновлення екологічного стану водойм, забруднених важкими металами.

Ключові слова: біомоніторинг, водні макрофіти, важкі метали, озера м. Києва, коефіцієнти біологічного накопичення, фіторемедіація.

BIOMONITORING OF HEAVY METALS POLLUTION IN LAKES OF KYIV (UKRAINE) USING SUBMERGED MACROPHYTES AND ASSESSMENT OF THEIR PHYTOREMEDIATIVE CAPACITY

O.O. Pasichna, PhD (Biol.), Senior Researcher,

Institute of Hydrobiology of the NAS of Ukraine,

Kyiv, L.O. Gorbatiuk, PhD (Tech.), Senior Researcher,

Institute of Hydrobiology of the NAS of Ukraine,

Kyiv M.O. Platonov, PhD (Biol.), Researcher,

Institute of Hydrobiology of the NAS of Ukraine,

Kyiv, S.P. Burmistrenko, Leading Engineer,

Institute of Hydrobiology of the NAS of Ukraine,

Volodymyra Ivasyuka prosp., 12, Kyiv, 04210, Ukraine O.O. Godlevska, PhD (Phys. and Math.), Assoc. Prof.,

National University of Life and Environmental Sciences of Ukraine, Kyiv

The possibility of using submerged macrophytes Ceratophyllum demersum L., Myri- ophyllum spicatum L. and Potamogeton perfoliatus L. for biomonitoring of heavy metal pollution of water bodies in urbanized areas was considered. The levels of accumulation of metals (Mn, Pb, Ni, Cd) in the investigated species of higher aquatic plants were determined and their correlation with the concentration of metals in the water of lakes of Kyiv (Ukraine) were established. The coefficients of biological accumulation of metals by the submerged macrophytes species were determined. It was established that the largest amount of heavy metals is accumulated by aquatic macrophytes from lakes Minske, Luhove, Bohatyrske, Kyrylivske and Yordanske (Opechen system of lakes). The lowest content of heavy metals was found in aquatic macrophytes from Redchyne, Verbne, Synie, Tyagle and Telbin lakes. The use of C. demersum, M. spicatum and P. perfoliatus for phytoremediation and restoration of ecological state of water bodies polluted by heavy metals is recommended.

Keywords: biomonitoring, aquatic macrophytes, heavy metals, lakes of Kyiv, coefficients of biological accumulation, phytoremediation.

Важкі метали потрапляють у навколишнє середовище, головним чином, зі стічними водами промислових підприємств, із змивними водами з будівельних майданчиків, з побутовими відходами, а також внаслідок експлуатації та обслуговування транспортних засобів. Зростання концентрації важких металів у навколишньому середовищі може викликати різного роду токсичні ефекти та завдавати шкоди здоров'ю людини внаслідок забруднення ґрунту, води та повітря [18]. Виявлено, що такі метали, як свинець (Pb), кадмій (Cd), хром (Cr), ртуть (Hg), виявляють токсичність для живих організмів навіть при низьких концентраціях у навколишньому середовищі і здатні призводити до отруєнь людей [7].

Традиційні технології видалення важких металів зі стічних вод включають хімічне осадження, мембранну фільтрацію, йонний обмін, хімічне окиснення/відновлення та електролітичні методи. Ці методи є дороговартісними та іноді недостатньо ефективними при низьких концентраціях металу, а також обмеженими щодо використання внаслідок утворення фільтрату та осаду, утилізація яких також може призводити до забруднення навколишнього середовища [13, 31].

Головною перевагою технологій біовидалення металів із навколишнього середовища є поєднання ефективного зниження концентрації йонів важких металів до дуже низького рівня з використанням недорогих біосорбційних матеріалів. Такі біотехнології є екологічно безпечними та економічно ефективними завдяки використанню мікроорганізмів і рослин, яким властиві біологічні механізми акумуляції та детоксикації важких металів [22, 27, 34].

Водні макрофіти є не тільки одним із важливих компонентів водних екосистем і джерелом живлення для риб та оселищем для багатьох водних безхребетних, але також слугують «біологічними фільтрами» та відіграють важливу роль у кругообігу речовин у водному середовищі. Відомо, що водні макрофіти з різних екологічних груп (занурені, з плаваючим на поверхні води листям та повітряно-водні) мають здатність до поглинання важких металів [8, 24, 29, 32, 34]. Занурені водні рослини можуть поглинати важкі метали з донних відкладів через кореневу систему (якщо вона наявна) чи всією поверхнею безпосередньо з води, або обома способами. Механізм накопичення металів у занурених видів водних рослин включає як пасивне проникнення йонів, так і активне їх поглинання, надходження у цитоплазму клітин та накопичення у вакуолях [14].

Протягом багатьох років проводяться дослідження акумулятивних властивостей водних рослин з метою їхнього використання для біомо- ніторингу та фіторемедіації вод, забруднених важкими металами. Такі дослідження зосереджуються, зокрема, на механізмах сорбції і чинниках, які впливають на кінетику та рівновагу процесу накопичення металів, а також на вивченні взаємозв'язків між концентраціями акумульованих у рослинних організмах металів та у навколишньому середовищі [9, 16]. Встановлено, що кількість важких металів, накопичених водними рослинами, корелює з їхніми концентраціями у воді та/або донних відкладах [32].

Водні рослини, які використовуються для біомоніторингу та фіторе- медіації, повинні відповідати таким критеріям, як здатність до накопичення значної кількості металів, стійкість до токсичної дії зазначених по- лютантів, інтенсивний приріст біомаси, значний ареал і достатньо трива-лий період вегетації [21]. Найбільшою перевагою фіторемедіації як методу видалення важких металів з води є низька вартість порівняно з іншими методами очищення, що забезпечує його ефективність та економічну доцільність [6, 13]. забруднення озеро важкий метал

Основними завданнями біомоніторингу є оцінка стану водних екосистем, визначення джерел забруднення та оцінка зміни якості води за певний час. Найбільш поширеними видами водних рослин, які знаходять застосування для біомоніторингу водних екосистем та фіторемедіації природних та стічних вод, є Elodea canadensis L., Ceratophyllum demersum L., Myriophyllum spicatum L., Lemna minor L., представники родини Potamo- getonaceae [8, 10, 11, 12, 21]. Можливість здійснення біомоніторингу забруднення водойм важкими металами з використанням таких вищих водних рослин, як C. demersum, Potamogeton pectinatus L., P. lucens L., P. per- foliatus L., E. canadensis, M. spicatum, Echinochloapyramidalis (Lam.) Hitchc. et Chase, Eichhornia crassipes (Mart.) Solms-Laub., Phragmites australis (Cav.) Trin. ex Steud. і Typha domingensis (Pers.) Poir. exSteud., представлена у роботах [11,15, 24, 30].

Озера м. Києва зазнають значного антропогенного впливу, особливо ті, що розташовані у промислових зонах, поблизу будівельних майданчиків, транспортних магістралей, сміттєзвалищ. У зв'язку з цим нами було проведено оцінку їхнього забруднення важкими металами з використанням найбільш поширених видів занурених макрофітів як біомоніто- рів, а також визначення доцільності використання досліджуваних видів рослин для фіторемедіації.

Матеріал і методика досліджень

Об'єктами досліджень були занурені вищі водні рослини Ceratophyllum demersum L., Myriophyllum spicatum L., Potamogetonperfoliatus L. -- ев- ривалентні види, здатні витримувати забруднення води [3]. Це типові види водних рослин у водоймах м. Києва, найбільш численними є і їхні угруповання [19].

Відбір рослинного матеріалу і проб води проводили влітку 2019 р. в період вегетації рослин з 17 озер м. Києва, які відрізнялися між собою за походженням, морфометричними характеристиками та ступенем антропогенного впливу [1, 17, 33].

Дослідження проводили на правобережних (Мінське, Лугове, Богатирське, Кирилівське, Йорданське, Редьчине, Вербне, Центральне, Синє) та лівобережних (Вигурівське Середнє, Алмазне, Райдужне, Тельбін, Сонячне, Лебедине, Вирлиця, Тягле) озерах.

Пагони досліджуваних вищих водних рослин висушували до повітряно-сухої маси в кімнатних умовах при температурі 28±4 °С без потрапляння прямих сонячних променів та з достатньою вентиляцією. Перед взяттям наважок рослинний матеріал досушували протягом 2 год при 60 °С у сушильній шафі та подрібнювали до порошкоподібного стану. Для кислотного озолення (концентрованою азотною кислотою) рослинного матеріалу використовували мікрохвильову (НВЧ) піч MWS-2 (Berghoff, Німеччина).

Відібрані проби води зберігали і транспортували у поліпропіленових ємностях. Для визначення розчинної форми металів (Мпрозч, РЬрозч, №розч, Сброзч) відібрану воду фільтрували через нітроцелюлозні мембранні фільтри Fioroni (КНР) з діаметром пор 0,45 мкм, потім підкисляли кон-центрованою азотною кислотою (з розрахунку 12 см3 кислоти на 1 дм3 води) [4].

Визначення вмісту важких металів (Мп, РЬ, Ni, Cd) в озоленому матеріалі та концентрації розчиненої форми металів у воді проводили методом оптичної емісійної спектроскопії з індуктивно-зв'язаною плазмою на оптичному емісійному спектрометрі iCAP 6300 Duo (Thermo-Fisher Corporation, США) [5,25].

Коефіцієнти біологічного накопичення металів (КБН) для водних макрофітів визначали як співвідношення: вміст металу в рослинному матеріалі (мг/кг сухої маси)/концентрація металу у воді (мг/дм3) [26,28].

Статистичну обробку одержаних даних (розрахунок середнього значення та стандартного відхилення (M±m) з 3--4 визначень (п = 3--4)) проводили за допомогою програми MS Excel 2016.

Результати досліджень та їх обговорення

У результаті проведених досліджень по накопиченню важких металів зануреними макрофітами озер м. Києва (С. demersum, M. spicatum і P. per- foliatus) виявлено, що найбільший вміст мангану характерний для рослин, відібраних з озер системи Опечень (Мінське, Богатирське, Кирилівське). Вміст Мп у досліджуваних макрофітах з цих водойм становив 1065--4509 мкг/г сухої маси і досягав максимальних значень у С. demersum з оз. Богатирського (4509 мкг/г сухої маси) (рис. 1, а). Серед занурених вищих водних рослин з озер лівого берега м. Києва найбільший вміст Мп, що становив 1673--2242 і 855--1846 мкг/г сухої маси, було виявлено, відповідно, у С. demersum і M. spicatum з озер Алмазне і Вирлиця (рис. 1, б).

Вміст плюмбуму у занурених макрофітах, зібраних з озер м. Києва, знаходився в межах 1,2--11,8 мкг/г сухої маси (рис. 2). Найвищі його значення (9,5--11,8 мкг/г сухої маси) були характерні для рослин з озер Богатирське, Кирилівське та Йорданське. Меншу кількість досліджуваного металу накопичували рослини з озер Редьчине, Вербне, Центральне та Синє (див. рис. 2, а). Щодо лівобережних водойм м. Києва, то максимальний вміст РЬ виявлено у занурених макрофітах з озер Вигурівське Середнє та Лебедине, а найменше металу (1,2--2,3 мкг/г сухої маси) акумулювали рослини з озер Тягле і Тельбін (див. рис. 2, б).

Встановлено, що вміст нікелю у досліджуваних вищих водних рослинах становив 3,1--21,2 мкг/г сухої маси (рис. 3). Серед занурених макрофітів з правобережних озер м. Києва найбільше Ni накопичували рослини з озер системи Опечень (Мінське, Богатирське, Кирилівське, Йорданське). Зокрема, максимальний вміст Ni виявлено у C. demersum і P. perfoliatus, зібраних в оз. Богатирському -- відповідно 21,2 і 17,4 мкг/г сухої маси (див. рис. 3, а). Дослідження вмісту Ni у водних макрофітах озер лівого берега м. Києва показали, що найбільшу кількість металу було акумульовано у M. spicatum і C. demersum з оз. Вирлиця (12,9--13,7 мкг/г сухої маси) (див. рис. 3, б).

Рис. 1. Вміст мангану у занурених макрофітах правобережних (а) та лівобережних (б) озер м. Києва. Тут і на рис. 2--4: 1 -- Ceratophyllum demersum, 2 -- Potamogeton perfoliatus, 3 -- Myriophyllum spicatum (M±m; n = 3--4)

Рис. 2. Вміст плюмбуму у занурених макрофітах правобережних (а) та лівобережних (б) озер м. Києва

Встановлено, що кадмій у занурених вищих водних рослинах накопичується у незначній кількості (0,08--0,96 мкг/г сухої маси) (рис. 4). Це, ймовірно, пов'язано як з високою токсичністю металу, так і з малими його концентраціями у воді досліджуваних водойм. Серед занурених макрофітів з правобережних озер м. Києва найбільшим вмістом Cd характеризувалися C. demersum (0,78--0,96 мкг/г сухої маси) і P. perfoliatus (0,58--0,75 мкг/г сухої маси) з озер Богатирське і Кирилівське. Значно менший вміст Cd було виявлено у рослинах з озер Редьчине, Вербне, Центральне та Синє (див. рис. 4, а). У занурених макрофітах, зібраних з лівобережних озер м. Києва, вміст кадмію коливався в межах 0,09--0,55 мкг/г сухої маси. При цьому більший вміст Cd було виявлено у рослинах з озер Райдужне, Сонячне і Лебедине (див. рис. 4, б).

Рис. 4. Вміст кадмію у занурених макрофітах правобережних (а) та лівобережних (б) озер м. Києва

Відомо, що біодоступність металів для гідробіонтів, в тому числі і для водних рослин, визначається концентрацією їхньої розчинної форми [23]. З метою встановлення зв'язку між рівнем накопичення важких металів у макрофітах і ступенем забруднення води озер м.Києва та оцінки можливості використання C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus для моніторингу забруднення природних вод важкими металами було також проведено визначення концентрації Мпрозч, РЬрозч, №розч, Ссірозч у воді озер м. Києва. Встановлені концентрації розчинної форми металів у воді досліджуваних водойм влітку (у період вегетації рослин) відображено на рисунках 5--7.

Серед правобережних озер м. Києва найвищі концентрації Мпрозч виявлено у воді озер Богатирське і Лугове (196--220 мкг/дм3), найнижчі -- у воді озер Редьчине і Синє (33--52 мкг/дм3) (рис. 5). У воді лівобережних озер м. Києва концентрація розчинної форми мангану влітку знаходилась у межах 26--162 мкг/дм3. При цьому найбільшу концентрацію Мпрозч виявлено в озері Лебединому (162 мкг/дм3), а найменшу -- в озерах Тягле і Тельбін (26--56 мкг/дм3).

Встановлено, що концентрація РЬрозч досягала максимальних значень у воді озер системи Опечень, зокрема Кирилівського, Йорданського та Лугового (17,4--23,2 мкг/дм3) (рис. 6). Це, очевидно, пов'язано з тим, що у ці водойми потрапляє значна кількість дощових стоків з автомобільних магістралей, а також стічні води низки розташованих поблизу промислових підприємств. Значно нижчу концентрацію РЬрозч виявлено у воді озер Редьчине, Центральне і Синє (3,1--6,2 мкг/дм3). Серед лівобережних озер м. Києва найвищу концентрацію РЬрозч виявлено в озерах Лебедине та Ви- гурівське Середнє (12,6--15,4 мкг/дм3). В інших озерах лівого берега концентрація плюмбуму знаходилась у межах 2,1--9,4 мкг/дм3. Загалом, серед досліджуваних озер м. Києва найнижчі концентрації РЬрозч були характерні для води озер Тельбін, Тягле і Синє (2,1--3,5 мкг/дм3) (рис. 6).

Рис. 4. Вміст кадмію у занурених макрофітах правобережних (а) та лівобережних (б) озер м. Києва

Дослідження розчинної форми нікелю у воді правобережних озер м. Києва показали найбільш високі концентрації №розч у воді озер системи Опечень (рис. 7). Максимальні значення концентрацій №розч виявлено у воді озер Лугове та Богатирське (15,6--17,2 мкг/дм3). У воді озер Редьчине, Центральне і Синє концентрація №розч була в декілька разів меншою. У воді лівобережних озер м. Києва концентрація №розч знаходилась у межах 1,3--10,1 мкг/дм3, при цьому меншу концентрацію розчинної форми нікелю виявлено у воді озер Тельбін і Тягле (1,3--2,4 мкг/дм3). В інших досліджуваних озерах, розташованих на лівому березі, вміст №розч коливався у межах від 5,2 мкг/дм3 (оз. Райдужне) до 10,1 мкг/дм3 (оз. Вирлиця) (рис. 7).

У воді переважної більшості досліджуваних озер м. Києва кадмій не був виявлений. Незначні концентрації Cd (в межах 0,23--0,72 мкг/дм3) зареєстровано у воді озер системи Опечень та оз. Лебедине. При цьому максимальна концентрація Cd становила 0,61--0,72 мкг/дм3 у воді озер Богатирське і Лугове.

Рис. 5. Концентрація розчинної форми мангану (Мпро3ч) у воді озер м. Києва (M±m; n = 3-4)

Таким чином, проведені дослідження щодо визначення концентрацій Мп, РЬ, Ni, Cd у воді озер м. Києва та рівнів накопичення металів у занурених макрофітах C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus з цих водойм дають можливість зробити висновок, що озера системи Опечень характеризуються значним рівнем забруднення, про що свідчать і результати інших авторів [35].

Рис. 6. Концентрація розчинної форми плюмбуму (РЬрозч) у воді озер м. Києва (M±m; n = 3-4)

Відомо, що оцінку акумулятивної здатності макрофітів проводять з використанням коефіцієнтів біологічного накопичення (КБН) металів [20, 26, 28].

Рис. 7. Концентрація розчинної форми нікелю (№ро3ч) у воді озер м. Києва (M±m; n = 3-4)

Отримані значення КБН свідчать про те, що досліджувані види вищих водних рослин здатні в значній мірі акумулювати і концентрувати метали з водного середовища (табл. 1), завдяки чому відбувається його очищення. Однак результати досліджень засвідчили, що КБН металів для водних макрофітів, зібраних з озер м. Києва, мають різні значення, які, ймовірно, залежать від концентрації, біологічної ролі та рівня токсичності конкретного металу, а також пов'язані з морфологічними характеристиками окремих видів. Зокрема доведено фізіологічне значення мангану для росту і розвитку рослин, його участь у метаболічних процесах (входить до складу активних груп багатьох ферментів, прямо чи опосередковано бере участь у багатьох окисно-відновних реакціях та підвищує активність окиснювальних ферментів, підтримує нормальне протікання реакцій дегідрогенізації і декарбоксилювання, пов'язаних з диханням, сприяючи тим самим функціонуванню циклу Кребса, а також відіграє істотну роль у реакціях фотосинтезу) [2].

Таблиця 1

Коефіцієнти біологічного накопичення металів для занурених макрофітів озер м. Києва

Примітка. над рискою -- граничні значення, під рискою -- середні значення.

Очевидно, внаслідок такої значної біологічної ролі мангану для життєдіяльності рослинних організмів, цей метал характеризується найвищими значеннями КБН для водних макрофітів, що досягають десятків тисяч (див. табл. 1). Водночас плюм- бум і кадмій не мають встановленої біологічної ролі для живих організмів і навіть у незначних концентраціях виявляють токсичність [7], у зв'язку з цим, очевидно, значення їхніх КБН для рослинних організмів є найнижчими.

Таким чином, в результаті проведених досліджень встановлено взаємозв'язок рівнів накопичення Mn, Pb, Ni, Cd зануреними макро- фітами C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus та ступеня забруднення води цими металами, що підтверджує доцільність використання даних видів вищих водних рослин як біомоніторів. Оскільки акумуляція металів рослинними організмами відбувається впродовж тривалого періоду, то за результатами проведеного біомоніторингу з використанням водних рослин можна зробити висновок про хронічний характер забруднення води, водночас визначення концентрацій металів безпосередньо у воді хімічними методами свідчить про рівень її забруднення в конкретний момент часу.

Високі значення КБН металів для C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus, їхня достатня стійкість до токсичної дії зазначених полютантів, інтенсивний приріст біомаси, значний ареал, достатня тривалість періоду вегетації дають можливість зробити висновок про те, що зазначені види рослин відповідають вимогам для їхнього науково обґрунтованого використання в системі біомоніторингу та фіторемедіації з метою «оздоровлення» забруднених водойм [21, 29, 30], зокрема озер системи Опечень. Такі біотехнології характеризуються екологічною безпекою та економічною ефективністю, завдяки чому рекомендовані до впровадження [6].

Висновки

Результати проведених досліджень щодо визначення рівнів накопичення важких металів (Mn, Pb, Ni, Cd) у занурених макрофітах Ceratophyl- lum demersum, Myriophyllum spicatum і Potamogeton perfoliatus та встановлення їхнього взаємозв'язку з концентрацією розчинної форми металів у воді озер м. Києва показали, що водні макрофіти з більш забруднених важкими металами озер накопичують більшу кількість металів. Це свідчить про те, що досліджувані види занурених вищих водних рослин доцільно використовувати для біомоніторингу забруднення природних вод важкими металами.

В результаті оцінки забруднення озер м. Києва важкими металами (Mn, Pb, Ni, Cd) з використанням C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus встановлено, що найбільш забрудненими важкими металами є озера Мінське, Лугове, Богатирське, Кирилівське та Йорданське (система озер Опе- чень), які зазнають значного антропогенного впливу з боку мегаполіса. Найменший вміст Mn, Pb, Ni, Cd виявлено у водних макрофітах з озер Ре- дьчине, Вербне, Синє, Тягле і Тельбін, що дозволяє зробити висновок про їхній незначний рівень забруднення важкими металами.

Встановлено, що досліджувані види занурених макрофітів характеризуються високими значеннями коефіцієнтів біологічного накопичення Mn, Pb, Ni, Cd, що, поряд з достатньою стійкістю рослин до впливу розчинених у воді металів, дає можливість рекомендувати використання C. demersum, M. spicatum і P. perfoliatus для фіторемедіації та відновлення екологічного стану водойм, забруднених важкими металами.

Список використаної літератури

1. Батог С.В. Еколого-гідрологічна характеристика водойм м. Києва : автореф. дис.... канд. геогр. наук. Київ, 2018. 20 с.

2. Власюк П.А. Биологические элементы в жизнедеятельности растений. Київ : Наук. думка, 1969. 516 с.

3. Дубына Д.В., Гейны С., Гроудова 3. и др. Макрофиты -- индикаторы изменений природной среды. Киев : Наук. думка, 1993. 434 с.

4. Інструкція з відбирання, підготовки проб води і ґрунту для хімічного та гідробіологічного аналізу гідрометеорологічними станціями і постами. Затверджено наказом ДСНС України № 30 від 19.01.2016 р. https://zakon.rada.gov.ua/rada/show/ v0030388-16.

5. ЦКПП «Спектрометрический центр элементного анализа (СЦЭА)» при Национальном ботаническом саде им. Н.Н. Гришко НАН Украины. http://www.nbg.kiev.ua/ru/scientific_activity/scea.

6. Ali S., Abbas Z., Rizwan M. et al. Application of floating aquatic plants in phytoremediation of heavy metals polluted water: a review. Sustainability. 2020. Vol. 12, N 5. https://www.mdpi.com/2071-1050/12/5/1927/pdf.

7. Balali-Mood М., Naseri К., Tahergorabi Z. et al. Toxic mechanisms of five heavy metals: mercury, lead, chromium, cadmium and arsenic. Front. Pharmacol. 2021. https://doi.org/10.3389/fphar.2021.643972

8. Basile A., Sorbo S., Conte B. et al. Toxicity, accumulation, and removal of heavy metals by three aquatic macrophytes. Int. J. Phytoremediation. 2012. Vol. 14, N 4. Р. 374--387.

9. Bonanno G., Borg J.A., Di Martino V. Levels of heavy metals in wetland and marine vascular plants and their biomonitoring potential: A comparative assessment. Sci. Total Environ. 2017. Vol. 576. Р. 796--806.

10. Buta E., T5r5k A., Csog A. et al. Comparative studies of the phytoextraction capacity of five aquatic plants in heavy metal contaminated water. Not. Bot. Horti Agrobo. 2014. Vol. 42, N 1.Р. 173--179.

11. Costa M.B., Tavares F.V., Martinez C.B. et al. Accumulation and effects of copper on aquatic macrophytes Potamogetonpectinatus L.: Potential application to environmental monitoring and phytoremediation. Ecotoxicol. Environ. Saf. 2018. Vol. 155. Р. 117--124.

12. De Souza C.B., Silva G.R. Phytoremediation of effluents contaminated with heavy metals by floating aquatic macrophytes species. 2019. https://www.intechopen.com/bo- oks/biotechnology-and-bioengineering/.

13. Dhir B., Nasim S.A., Sharmila P., Saradhi P.P. Heavy metal removal potential of dried Salvinia biomass. Intern. J. Phytoremediation. 2010. Vol. 12, N 2. P. 133--141. DOI:10.1080/15226510903213902. https://www.researchgate.net/publication/45825973_ Heavy_Metal_Removal_Potential_of_Dried_Salvinia_Biomass

14. Dhir B., Sharmila P., Saradhi P.P. Potential of aquatic macrophytes for removing contaminants from the environment. Critical Reviews in Environmental Science and Technology. 2009. Vol. 39, N 9. P. 754--781. DOI:10.1080/10643380801977776.

15. Fawzy M.A., Badr Nel-S., El-Khatib A., Abo-El-Kassem A. Heavy metal biomonitoring and phytoremediation potentialities of aquatic macrophytes in River Nile. Environ. Monit. Assess. 2012. Vol. 184, N 3. P. 1753--1771.

16. Galal T.M., Farahat E.A. The invasive macrophyte Pistia stratiotes L. as a bioindicator for water pollution in Lake Mariut, Egypt. Environ. Monit. Assess. 2015. Vol. 187, N 11. https://link.springer.com/article/10.1007/s10661-015-4941-4.

17. Goncharova M.T., Kipnis L.S., Konovets I.M. et al. Ecological assessment of water and sediments quality of the Opechen Lakes system (Kyiv). Hydrobiol. J. 2020. Vol. 56, N 4. P. 71--83.

18. Gupta R.K., Panchal D., Vardhan P.S. et al. Toxicity of heavy metals on health and their microbial remediation in environment. Heavy Metals Toxicity in Biological Systems. New Delhi (India): Discovery Publishing House Pvt. Ltd., 2019. P. 180--193. https://www.researchgate.net/publication/334284279_Toxicity_of_Heavy_Metals_on_ Health_and_their_Microbial_Remediation_in_Environment

19. Ivanova I.Yu., Kharchenko G.V., Klochenko P.D. Higher aquatic vegetation ofwa- ter bodies of the town of Kiev. Hydrobiol. J. 2007. Vol. 43, N 3. P. 36--56].

20. Klochenko P.D., Kharchenko G.V., Zubenko I.B., Shevchenko T.F. Some peculiarities of accumulation of heavy metals by macrophytes and epiphyton algae in water bodies of urban territories. Ibid. 2007. Vol. 43, N 6. P. 46--57.

21. Krems P., Rajfur M., Waclawek M., Klos A. The use of water plants in biomonitoring and phytoremediation of waters polluted with heavy metals. Ecol. chem. eng. s. 2013. Vol. 20, N 2. P. 353--370. DOI: 10.2478/eces-2013-0026.

22. Krot Yu.G. The use of higher aquatic plants in biotechnologies of surface water and wastewater treatment. Hydrobiol. J. 2006. Vol. 42, N 3. P. 44--55.

23. Linnik P.N., Zhezherya V.A., Ignatenko 1.1. Role of suspended matter fractions differing in the size of their particles in the accumulation and migration of metals in lake systems. Ibid. 2019. Vol. 55, N 6. P. 91--107.

24. Matache M.L., Marin C., Rozylowicz L., Tudorache A. Plants accumulating heavy metals in the Danube River wetlands. J. Environ. Health Sci. Eng. 2013. Vol. 11. https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC3895774/.

25. Michalke B., Nischwitz V. Chapter 22. Speciation and Element-Specific Detection. Liquid Chromatography. 2013. P. 633--649. https://www.sciencedirect.com/science/artic- le/pii/B9780128146156000035

26. Obinna I.S., Ebere E.C. A review: water pollution by heavy metal and organic pollutants: brief review of sources, effects and progress on remediation with aquatic plants. Analytical Methods in Environ. Chem. J. 2019. Vol. 2, N 3. P. 5--38. https://doi.org/ 10.24200/amecj.v2.i03.

27. Ojuederie O.B., Babalola O.O. Microbial and plant-assisted dioremediation of heavy metal polluted environments: a review Int. J. Environ. Res. Public Health. 2017. Vol. 14, N 12. doi: 10.3390/ijerph14121504 https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/ PMC5750922/

28. Olguin E.J., Sanchez-Galvan G. Heavy metal removal in phytofiltration and phy- coremediation: the need to differentiate between bioadsorption and bioaccumulation. New Biotechnol. 2012. Vol. 30, N 1. P. 3--8.

29. Pasichna O.O., Gorbatiuk L.O., Platonov M.O. et al. Peculiarities of accumulation of heavy metals by aquatic macrophytes of the lakes of Kyiv and assessment of their bioremediation capacity. Hydrobiol. J. 2021. Vol. 57, № 4. P. 64--74.

30. Pasichnaya Ye.A., Gorbatiuk L.O., Arsan O. M. et al. Assessment of a possibility of the use of aquatic macrophytes for biomonitoring and phytoindication of the contamination of natural waters by heavy metals. Ibid. 2020. Vol. 56, N 1. P. 81--89.

31. PertileE., Vaclavik V., Dvorsky T., Heviankova S. The removal of residual concentration of hazardous metals in wastewater from a neutralization station using biosorbent-A case study company Gutra, Czech Republic. Int. J. Environ. Res. Public Health. 2020. Vol. 17, N 19. doi: 10.3390/ijerph17197225. https://www.researchgate.net/publication/ 344475586_The_Removal_of_Residual_Concentration_of_Hazardous_Metals_in_Was- tewater_from_a_Neutralization_Station_Using_Biosorbent-A_Case_Study_Compa- ny Gutra Czech Republic

32. Samecka-Cymerman A., Kempers A.J. Concentrations of heavy metals and plant nutrients in water, sediments and aquatic macrophytes of anthropogenic lakes (former open cut brown coal mines) differing in stage of acidification. Sci. Total. Environ. 2001. Vol. 281, N 1--3. P. 87--98.

33. Shevchenko T.F., Klochenko P.D., Kharchenko G.V., Gorbunova Z.N. Phytoepip- hyton of megalopolis lakes under conditions of anthropogenic influence. Hydrobiol. J. 2021. Vol. 57, N 4. P. 48--63.

34. Unadkat K., Parikh P. A review on heavy metal absorption capacity

of aquatic plants: sources, impact and remediation technique. IJAPRR Intern. Peer Reviewed Refereed J. 2017. Vol. IV, Iss. XII. P. 23--30. https://www.researchgate.net/publicati- on/322065553_A_Review_on_Heavy_Metal_Absorption_Capacity_of_Aquatic_Plants_ Sources_Impact_and_Remediation_Technique

35. Zhezherya V.A., Linnik P.M. Peculiarities of the dynamics of some elements of hydrochemical regime in small water bodies of urban territories: coexisting forms of metals. Hydrobiol. J. 2022. Vol. 58, N 5. P. 85--104.

Размещено на Allbest.ru