Исследование физиологических реакций харовых и хлорококковых водорослей на фенолы сточных вод

Элиас, Виктория Валентиновна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Исследование физиологических реакций харовых и хлорококковых водорослей на фенолы сточных вод
ВАК РФ 03.00.18, Гидробиология

Автореферат диссертации по теме "Исследование физиологических реакций харовых и хлорококковых водорослей на фенолы сточных вод"

МОСКОВСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ им. М. В. ЛОМОНОСОВА

Биологический факультет

на правах рукописи

Элиас Виктория Валентиновна

ИССЛЕДОВАНИЕ ФИЗИОЛОГИЧЕСКИХ РЕАКЦИЙ ХАРОВЫХ И ХЛОРОКОККОВЫХ ВОДОРОСЛЕЙ НА ФЕНОЛЫ СТОЧНЫХ ВОД

03.00.18 - гидробиология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Москва - 2005

Работа выполнена на кафедре гидробиологии биологического факультета Московского государственного университета им. М.В. Ломоносова

Научный руководитель: доктор биологических наук С.Е. Плеханов

Официальные оппоненты:

доктор биологических наук, профессор,

академик РАЕН В. А. Абакумов

кандидат биологических наук,

старший научный сотрудник Г.Н. Сахаров

Ведущее учреждение - Российский университет дружбы народов

Защита состоится 27 октября 2005 г. в 15 ч 30 мин. на заседании диссертационного совета Д 501.001.55 в Московском государственном университете им. М.В. Ломоносова по адресу: 119899, Москва, Воробьевы горы, МГУ, биологический факультет, ауд. 389

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова

Отзывы просим направлять по адресу: 119899, Москва, МГУ. биологический факультет, диссертационный совет Д 501.001.55

Ученый секретарь диссертационного совета кандидат биологических наук

Автореферат разослан" 27 сентября " 2005 г.

iqvGsl UfJT

Общая характеристика работы.

Актуальность.

Загрязнение пресных вод фенолсодержащими стоками актуально для нашей страны, богатейшей в мире по запасам чистой пресной воды, 95% которых приходится на оз. Байкал (Павлов, 1995). Ежегодно в Байкал поступает 35 км3 загрязненных вод со стоком рек, от Байкальского целлюлозо-бумажного комбината (БЦБК) (Израэль, 1991; Кожова, Бейм, 1993; Галазий и др., 1995). Загрязнению подвержена также р. Ангара, Братское в-ще, в частности в связи со сбросом стоков химико-фармакологического комбината (ХФК) в г. Усолье-Сибирское.

Фенолсодержащие стоки БЦБК оказывают отрицательное действие на фитопланктон на площади до 50 км2, где наблюдали нарушения структуры фитопланктонного сообщества, которые заключаются в уменьшении доли эндемичной Melosira baicalensis и увеличения доли цианобактерий Chroomonas acuta, Dunobryon cylindricum - обитателей болот и канав (Кожова, Бейм, 1993; Худяков, 2004).

Для регламентации состава и количества сточных вод используют приемы экспериментальной токсикометрии: подбор соответствующих тест-объекгов и тест-функций для оценки опасности сточных вод, разработка предельно-допустимых концентраций (ПДК) токсических веществ (Стом, 1982; Филенко, 1990; Рыбальский и др., 1993; Biomonitoring..., 1995; Котелевцев, 1997; Канков, 2004). Вопросы влияния фенольных соединений (ФС) на водоросли - основу функционирования водных экосистем - исследованы недостаточно. Исследования проводили в основном с фенолом, не учитывая активности промежуточных продуктов окисления ФС (Стом, 1982; Юрин и др.,1979). Известны первичные адаптивные реакции водорослей на ФС (Плеханов, 1999). Противоречивы данные по содержания фенолов в водной среде, очевидно в связи с трудностями методического характера и в связи с неустойчивостью ФС. В связи с вышеизложенным, крайне трудно выбрать функциональные реакции водорослей, которые бы объективно отражали влияние фенолов на водоросли, позволяли использовать их для токсикометрии ФС и устано

Цель и задачи исследования. - Основная цель работы заключалась в исследовании влияния фенолов сточных вод на физиологическое состояние харовых и хлорококковых водорослей, широко используемых в качестве тест-объектов, по функциональным реакциям, связанным с уровнем метаболизма клеток и продуктивностью. В связи с этим были сформулированы следующие задачи:

1. Оценить содержание ФС в очищенных стоках Усольского ХФК и Байкальского ЦБК, загрязненность фенолами поверхностных вод оз. Байкал, в частности района БЦБК.

2. Определить концентрации фенолов сточных вод, вызывающих подавление физиологической активности клеток харовых водорослей по движению цитоплазмы и электрофизиологическим параметрам.

3. Изучить действие ФС на рост и фотосинтетическую активность культур хлорококковых водорослей. Определить наиболее чувствительные к ФС фотосинтетические характеристики клеток и ряд токсичности отдельных фенолов сточных вод БЦБК.

4. Проанализировать специфичность действия фенолов сточных вод на водоросли в связи с их химической лабильностью, оценить возможности зеленых водорослей по дефеноляции вод.

Научная новизна. - Проанализированы аналитические методы определения ФС в сточных водах с учетом их чувствительности и пригодности для работы в лабораторных или полевых условиях; для хроматографической идентификации ФС предложена и апробирована система бензол-уксусная к-та (5:1) и бензол-этанол (9:1);

- определены специфические и неспецифические реакции харовых и хлорококковых водорослей на действие ФС сточных вод, а также установлено, что специфичность определяется концентрацией ФС, химической лабильностью и активностью соответствующих хинонов;

- показано, что хлорококковые водоросли, как и харовые способны к дефеноляции вод путем внутриклеточной окислительной трансформации ФС;

- экспериментально установлено, что изменения параметров индукционной кривой ЗФ Хл хлорококковых водорослей при действии ФС стоков являются

наиболее чувствительными (до 1 мкМ ФС) и позволяют дифференцировать нарушения интактности фотосинтетического аппарата клеток, эффективности функционирования ФС 2 фенолами, токсичность которых различается в 100 раз.

Практическая значимость. - Чувствительные специфические функциональные реакции харовых и хлорококковых водорослей на ФС можно использовать в системе биомониторинга пресных вод и в токсикометрии ФС, смесей ФС и ТМ, гербицидов фенольного ряда;

- данные по дефеноляции вод водорослями при разработке необходимого соотношения биомассы водоросли и количества ФС можно использовать для очистки пресных вод от ФС.

- результаты химико-биологических исследований УХФК, БЦБК, акватории Южного Байкала, а также результаты функционально-экологических экспериментов по влиянию ФС сточных вод на клетки харовых или хлорококковых водорослей могут быть использованы в учебных курсах вузов для студентов экологического (гидробиологического) профиля

Апробация работы. Материалы диссертации докладывались на конференции молодых ученых биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова (Москва, 1987); 3-й Всес. конф. "Проблемы экологии Прибайкалья" (Иркутск, 1988); Чтениях памяти профессора М.М, Кожова - 5-й Междун. конф. "Проблемы экологии" (Иркутск, 1995); Междун. конф. "Фундаментальные и прикладные проблемы охраны окружающей среды - ПООС-95" (Томск, 1995); 2-й науч. конф. "Актуальные вопросы биотехнологии" (Москва, 2001); конференциях МГУ "Водные экосистемы и организмы -3; -4; -5" (Москва, 2001; 2003; 2005); Междун. конф. "Биотехнология в охране и реабилитации окружающей среды" (Москва, 2003); конф. "Биотехнология - охране окружающей среды" (Москва, 2004); научных семинарах и заседаниях лаб. охраны природы, каф. гидробиологии биологического факультета МГУ им. М.В. Ломоносова (1995; 2003).

Публикации. По теме диссертации опубликовано 11 работ.

Структура диссертации традиционна: введение, обзор литературы, объекты и методы исследования, результаты и обсуждение, заключение, выводы, список

литературы. Объем работы 125 стр., 24 рисунка, 10 таблиц, библиография 194 источника.

Объекты и методы исследования.

Работы проводили на очистных сооружениях Усольского химико-фармацевтического комбината, Байкальского ЦБК, на акватории оз. Байкал по схемам съемок Госкомгидромета РФ). В качестве объектов исследования использовали водоросли рода Nilella' Nitella sp. (оз. Байкал), Nitella syncarpa, Nitella flexilis (оз. Жувинтас). В качестве объектов использовали также аксеничные культуры водорослей Scenedesmus quadricauda (Тиф.) Breb. DMMSU S-2, Chlorella pyrenoidosa Chick. DMMSU S-39, Chlorella vulgaris Beijer DMMSU-1 из коллекции кафедры микробиологии МГУ. Культуры S quadricauda и С vulgaris выращивали накопительным методом на средах Бенеке и Тамия соответственно при освещенности 24 Вт/м2и 27°С, культуру С. pyrenoidosa - при 37°С.

ФС в сточных водах Усольского ХФК определяли после экстракции этилацетатом методами тонкослойной и газожидкостной хроматографии. ГЖХ проводили на хроматографе ЛХМ-8 МД с катарометром. Предел обнаружения ФС -Ю^М Содержание ФС в поверхностных водах оз. Байкал определяли по методу тушения электрохемилюминесценции (ЭХЛ) люминола в присутствии йодистого калия с чувствительностью до 10"9 М (Даллакян и др., 1978 ). Содержание ФС в культуральных средах определяли на спектрофотометре фирмы "Shimadzu-50" при длинах волн: для фенола - 272, гидрохинона - 294, пирокатехина - 276, гваякола -278 (нм) (Стом, 1982). Количественный анализ резорцина проводили с помощью реактива Фолина-Дениса на спекгроэлектроколориметре "Specol" (725-730 нм). Пределы обнаружения ФС при спектрофотометрии 10"6 - 10"5 М. ТМ определяли методом атомно-абсорбционного анализа (Обухов, Плеханова, 1991).

Скорость движения протоплазмы (СДП) харовых водорослей определяли под бинокуляром МБС-2 с окулярной сеткой, калиброванной по объект-микрометру (Камия, 1962). Разность электрических потенциалов (РЭП) вакуоль-среда клеток харовых водорослей и сопротивление плазмалеммы (R) измеряли двухэлектродным методом с помощью микроэлектродной техники (Первис, 1983) Учет различных физиологических групп микроорганизмов производили

рутинными методами на питательных средах: гетеротрофы - на РПА, аммонификаторы на среде Торнтогна, фенолокисляющие - Путилиной с добавлением 1 мл фенола на 1 л среды, тионовые - Бейеринка, целлюлозоразрушающие - Гетчинсона, нефтеокисляющие - Бриза (Худяков, 2004). Численность клеток микроводорослей определяли в камере Горяева, а также по оптической плотности при 540 нм, ошибка не превышала 5-7%. (Пименова и др., 1965).

Скорость фотоиндуцированного выделения кислорода определяли с помощью электрода закрытого типа при освещенности 56 Вт/м2. Замедленную флуоресценцию Хл (ЗФ) суспензий водоросли измеряли с помощью фосфороскопа Баккиреля со временем между возбуждением (56 Вт/м2) и регистрацией 1,2 мс. При регистрации ЗФ определяли амплитуду индукционного максимума (Ат), интенсивность стационарного уровня ЗФ (1СТ), интенсивность ЗФ в присутствии ДХММ (10 мкМ) (1д). Параметры быстрой флуоресценции суспензии клеток водорослей измеряли с помощью импульсного флуориметра (Лядский и др., 1987). Относительный выход переменной флуоресценции, который характеризует эффективность восстановления QA в ФС 2 рассчитывали как Fv/Fm, где Fv = Fm - F0.

Исследованные ФС - производства фирмы "Merck" и полученные в лаб. водной токсикологии и биохимии Иркутского госуниверситета. Эксперименты проводились не менее, чем в 3 повторностях. Данные в таблицах представлены с ошибкой репрезентативности выборочной средней для малых выборок (Максимов, 1980; Плохинский, 1980). Значения критерия Стьюдента для ЗФ (среднее за 7 сут.) и вероятность при действии ФС в различных концентрациях определяли с использованием программы "Statis"). Комбинированное действие фенолов и ТМ на водоросли изучали по плану полного факторного эксперимента (ПФЭ) 2". Значимость коэффициентов уравнений регрессии оценивали для 5 % уровня значимости по 1/2-нормальным графикам (Максимов, 1980).

Результаты н обсуждение.

1. Фенольиые соединения в стоках Б ЦБК и поверхностных водах оз. Байкал.

Фенолы в стоках УХФК. Промстоки УХФК после прохождения нескольких типичных стадий очистки попадают в общий органический сток и далее - в р. Ангару. Методами тонкослойной и ГЖХ в составе стока были обнаружены резорцин (до 10_1М), гидрохинон (до 10"2М), салициловая кислота(10'2 - 1(Г3М), а в поверхностных водах р. Ангары вблизи УХФК - п-бензохинон и пирокатехин (в концентрациях до 10"2М). В результате методических работ было установлено, что наилучшее хроматографическое деление ФС сточных вод происходит в системах бензол-уксусная кислота 5:1 и бензол этанол 9:1.

Следовательно, промстоки УХФК, несмотря на очистку, содержат ФС в достаточно высоких концентрациях, что может обусловливать загрязнение вод р.Ангары и Братского в-ща. Методические трудности по определению реальных концентраций ФС связаны с высокой лабильностью и неустойчивостью фенолов, поэтому необходимо применять концентрирование и мягкие, высокочувствительные методы анализа, (предел обнаружения ФС методами хроматографии - 10-41)

Сточные воды Б ЦБК как источник загрязнения ФС. Среди наиболее опасных для экосистемы оз.Байкал загрязнений помимо ФС считают ТМ (Павлов, 1995). Существует представление, что по основным контролируемым показателям превышения норм ПДК не наблюдается, существует лишь превышение над фоновыми в водах Южного Байкала (Бейм, Грошева, 1996) Определение гушения ЭХЛ люминола сточными водами БЦБК показало, что пробы из пруда-аэратора содержат высокие концентрации ингибиторов ЭХЛ, что позволяет предполагать содержание ФС в стоках до 10"4 - 10'5 М. Известно, что ФС загрязняют Байкал также в результате разложения лигнина (Грушко, Кожова, 1975; Стом и др., 1990).

Фенолокисляющие бактерии в зоне сброса сточных вод БЦБК. В процессах биологического самоочищения водных масс Байкала бактериопланктон представлен различными физиологическими группами. Соотношение численности фонового бактериопланктона на Байкале биологического лета и зимы составляет (285:13)=22 (раза).

Средняя численность клеток бактериопланктона в зоне загрязнения (табл. 1) в 9,5 раза превышает таковую для фона (170 и 1610 клн/мл). Бактериопланктон как

фактор самоочищения препятствует распространению пятна загрязнения по акватории Южного Байкала. Анализ полученных материалов по зоне загрязнения района Б ЦБК показывает, что локальное увеличение численности различных физиологических групп бактериопланктона не изменяет соотношений, характерных для естественных условий. Можно отметить доминирование гетеротрофного бактериопланктона во все сезоны в контроле и в зоне загрязнения, а также субдоминирование аммонифицирующих бактерий. Ранее отмечалось, что при высоких уровне фитопланктона возникают благоприятные условия для развития всех физиологических групп бактериопланктона, при этом "цветение" диатомового фитопланктона сопровождается возрастанием численности фенолокисляющих бактерий.

Табл. 1. Бактериопланктон района БЦБК (1989 г., слой 25 м, средние по 12 станциям в зоне выпуска стоков (4 км2) и 3-м станциям на чистой акватории).

Сезоны Средняя численность клн/мл

Чистая акватория

Гетеро- Аммони- Фенолокис Тионовые Общее

трофы фикаторы ляющие содержани е

ранне-весенний, 7 3 2 1 13

февраль-март, % 54 23 15 8 100

поздне-весенний, 93 92 35 4 224

май-июнь, % 41 41 16 2 100

летний, 170 68 47 не обнар. 285

июль-август 60 24 16 0 100

ранне-осенний, 90 40 не обнар. не обнар. 130

сент.-октябрь, % 69 31 0 0 100

средняя 90 50 28 2 170

% 53 29 16 2 100

В зоне загрязнения

ранне-весенний, 110 52 9 2 173

февраль-март, % 64 30 5 1 100

поздне-весенний, 720 520 480 65 1785

май-июнь, % 40 29 27 4 100

летний, 1480 1060 210 не обнар. 2750

июль-август 54 38 8 0 100

ранне-осенний, 760 700 не обнар. не обнар. 1460

сент.-октябрь, % 52 48 0 0 100

средняя 770 580 230 30 1610

% 48 36 14 2 100

Площадь выделяемой зоны загрязнения по численности наиболее показательных для оценки загрязнения стоками фенолокисляющих бактерий составила 3,69 км 2 (Худяков, 2004).

Фенольные соединения в акватории оз. Байкал. По фитопланктону и микробиологическим показателям зона загрязнения в районе БЦБК оценивается в 4-50 км2 (Кожова и др., 1983; 1993 В связи с этим, по схеме кругобайкальской съемки нами был осуществлен 21 географический разрез озера в направлении запад-восток, отбор проб с горизонтов с горизонтов с определением в интегрированных пробах 0-25 м содержания ТМ и ФС.

Наиболее высокие концентрации Ъл составили 0,72-2,4 мкг/л, причем в основном в районе Байкальска и Северного Байкала, Со - до 0,2 мкг/л в районе Танхоя, Сё - 0,56 мкг/л и выше в Южном Байкале и частично - Среднем, Си - 0,2 мкг/л и выше с пятнистым распределением по всей акватории озера, РЬ - 0,1 мкг/л в основном, в Южном Байкале. Повышенные концентрации ТМ свойственны поверхностным водам района БЦБК, устья р.Селенга, г.Северобайкальска, что не противоречит данным многолетнего мониторинга (Кожова, Бейм, 1993; Бейм, Трошева, 1996). Из результатов съемки акватории оз.Байкал следует, что наиболее высокое содержание ФС характерно для Южного Байкала, района БЦБК, устья р.Селенги, где их концентрация достигает 1 мкМ и выше (табл. 2). Средний и Северный Байкал характеризуется содержанием ФС 0,1-0,01 мкМ. Поскольку определение ФС проводилось методом ингибирования ЭХЛ люминола правильнее называть их ингибиторами ЭХЛ люминола. Таким образом, существуег неравномерность в распределении ФС в поверхностных водах оз. Байкал с повышенным их содержанием в районах, подверженных антропогенному воздействию. Возможно, загрязнение ФС является одной из причин изменений в планктонном сообществе оз. Байкал.

2. Физиологические реакции харовых водорослей на действие фенолов. Дефеноляция вод.

Реакции харовых водорослей на ФС по СДП. СДП является объективным показателем физиологического состояния клеток харовых водорослей и зависит от

состояния актиновых и миозиновых нитей - белков, способных к смещениям, что в свою очередь, происходит с затратой энергии АТФ (Гэлстон и др., 1983).

Табл. 2. Содержание ФС (отя.ед.) в поверхностных водах Байкала. За единицу принята минимальная степень ингибирования ЭХЛ (пробами из б.Песчаная).

разрезы и станции | конц-ия ФС, отн. ед.

Южный Байкал

о Безымянная-Шарыжалган не опр.

р. Безымянная (устье) не опр.

середина разреза 400

Шарыжалган 400

залив Култук не опр.

центр залива 500

юг залива 3000

р. Безымянная - м. Колокольный ие опр.

р. Безымянная 800

середина разреза 100

м. Колокольный 5

м. Танхой- Листвянка не опр.

м. Танхой 8

середина разреза 8

Листвянка 800

р. Шумиха - Посольское не опр.

р. Шумиха 800

середина разреза 400

Посольское 2400

зал. Сор - Черкалов Ворота 2000

центр залива 3200

оайон БПБК 6000-10000

Реакция клеток N. ¡упсагра на внесение в проток, омывающий клетку водоросли водой из пруда-аэратора и ФС выразилась в сложных колебательных изменениях СДП. При этом первичная реакция СДП к 10-20 мин заключалась в се снижении при действии сточной воды или ФС, затем следовало увеличение СДП к 40-60 мин. до уровня, выше или ниже контрольного и новое снижение СДП. Начальное подавление СДП фенолом (1 мМ) сменялось стимуляцией до уровня, выше контроля и далее - устойчивым подавлением до 10 мкм/сек к 120 мин. При действии ПХФ (0,01 мМ) начальное подавление СДП было более сильным, чем при действии фенола или сточной воды. (рис. 1). Гидрохинон (0,01 мМ) действовал на СДП клеток N яупсагра сходным образом с ПХФ, однако равное подавление СДП наблюдали к 100 мин. опыта. По снижению степени подавления СДП харовой

водоросли N. яупсагра исследованные вещества можно расположить в ряд : ПХФ, гидрохинон, дихлорфенол, фенол.

Рис. 1. Реакция СДП водоросли ЫНеИа .чупсагра на действие ФС: 1- контроль, 2 -вода из пруда-аэратора, 3 - фенол (1мМ), 4 - ПХФ (0,0! мМ). Число клеток - 7.

во

Время, мин

Влияние ФС на СДП внешне сходно с действием ТМ, наблюдавшихся нами ранее (Плеханов и др, 1997). Можно предположить, что фазность в изменениях СДП определяется процессами образования и разрушения комплекса актомиозина, связанного с ресинтезом актина. Маловероятно, что действие ФС на СДП связано с прямым воздействием на сократительные белки протоплазмы, как ТМ. Скорее всего, действие ФС на СДП опосредовано их влиянием на энергетику клеток. Поскольку движение протоплазмы требует затрат энергии АТФ, ФС сточных вод, очевидно, могут снижать уровень АТФ в клетке.

Электрофизиологические реакции клеток N. ¡упсагра при действии ФС сточных вод. При добавлении фенола (0,1 мМ) в раствор, омывающий клетку, происходило снижение РЭП от -130 до -110 мв, через 20 мин. РЭП возрастала до -120 мв (табл. 3). Увеличение концентрации фенола (1 мМ) вызывало резкие колебания РЭП и быстрый спад до устойчивого уровня, близкого к калиевому

равновесному потенциалу (-80 мв). Фенол при концентрации 10 мМ приводил к быстрому падению РЭП почти до 0. Электрическое сопротивление системы вакуоль-среда при 0,1 мМ фенола после незначительного роста возвращалось к уровню, близкому к контролю. Увеличения концентрации фенола до 1 мМ вызывало быстрый рост Я в 2-3 раза относительно контрольного уровня. Фенол при 10 мМ приводил к падению Я почти до 0.

Табл. 3. Влияние фенолов на РЭП и Я клеток М7е!1а ьупсагра.

Среда - 0.1 мМ KCl (число клеток 7)

фенолы конц., мМ РЭП (-мВ) R (кОм см2)

контроль опыт контроль опыт

гваякол 1-5 127+4 86+6 45+7 93+6

фенол 1-10 148+4 109+4 30+2 95+14

резорцин 5-10 124+3 95+3 46+4 126+17

пирокатехин 0.1-5 135+3 106+4 50+10 159+10

п-бензохинон 0.01-5 144+6 119+10 37+4 129+22

гидрохинон 0.01-0.1 154+3 108+4 46+3 143+14

дихлорфенол 0.05-0.1 145+7 100+4 78+4 90+16

пентахлорфенол 0.01-0.1 137+4 92+6 82+6 167+14

динитрофенол 0.1-1 150+4 122+15 72+15 140+19

Следовательно, практически все исследованные ФС сточных вод в определенном диапазоне концентраций снижают РЭП до уровня, близкого к калиевому равновесному потенциалу. Высокие концентрации ФС приводят к снижению РЭП и R практически до 0, что, связано с нарушением пассивной проницаемости. По концентрации, вызывающей эффект снижения РЭП до нового стационарного уровня, ФС образуют ряд по убыванию токсичности: пентахлорфенол, гидрохинон, дихлорфенол, п-бензохинон, пирокатехин, фенол, гваякол, резорцин.

• Анализ полученных результатов и данных литературы (Moreland, Hilton; 1976, Holt, Powles, 1993) позволяет предположить, что ФС в небольших концентрациях действуют в основном на внутриклеточные мембраны, вызывая разобщение окислительного и фотофосфорилирования, что, в свою очередь, приводит к подавлению движения протоплазмы, нарушению калий-натриевой проницаемости. В этом проявляется их специфическое действие. Высокие

концентрации действуют неспецифически и приводят к увеличению пассивной проницаемости в связи с нарушением структуры внешних мембран и к гибели клеток. Специфические и неспецифические реакции харовых водорослей проявляются при действии различных ФС в концентрациях до 0,001 мМ.

Дефеноляция вод с участием харовых или хлорококковых водорослей. Поскольку исследованные ФС оказывают заметное влияние как на функционирование мембранного комплекса растительной клетки, так и состояние примембранного слоя цитоплазмы, представлялось необходимым исследовать элиминацию ФС распространенными в Байкале харовыми водорослями Nitella sp. Например, в районе Утулик-Мурино биомасса харовых составляла 50-250 г/м2, а в районе БЦБК-10 г/м2.

Опыты, проведенные с байкальской водорослью Nitella sp. в экспериментальных аквариумах с плотностью посадки клеток 900 г м2 показали, что пирокатехин от исходной концентрации 0,1 мМ был элиминирован из среды полностью за 4 сут., очищение от фенола произошло на 90 %, гваякола на 30 %. (табл. 4).

Таблица 4. Удаление ФС клетками Nitella sp в экспериментальных прудах в районе промплощадки БЦБК (исходная концентрация ФС 0,1 мМ; плотность посадки 900 г/мг)

время от начала опыта, сутки концентрация ФС, % от исходной

пирокатехин фенол гваякол

0 100 100 100

1 27+4 85+6 90+8

2 3+2 45+3 85+7

3 0 10+3 70+5

4 - - 50+3

Быстрая и полная дефеноляция от пирокатехина (орто-фенол) возможно объясняется тем, что для клеток ЫИеПа характерным ферментом является именно орто-дифенолоксидаза, как показано ранее (Стом, 1982; 1984). Трансформация ФС с участием харовых водорослей сопровождалась накоплением продуктов окислительной конденсации с темной окраской. Добавление фенолов сточных вод в растущую культуру хлорококковой водоросли 5". дшс/псагл/а показали убыль их содержания в среде, причем скорость убывания падает в ряду - парабензохинон, пирокатехин, гидрохинон, фенол, резорцин, гваякол (рис. 2). В средах без клеток

водоросли снижение концентраций фенолов происходило в 2-4 раза медленнее Можно полагать, что снижение исходных концентраций ФС сточных вод связано с их автоокислением и биохимической деструкцией, обусловленной активностью фенолоксидаз, пероксидаз и возможно, микросомальной активностью (Стом, 1982; Новиков, 2004).

Таким образом, поступление ФС в клетки, с одной стороны приводит к ухудшению их функционального состояния и снижению продуктивности, а с другой - способствует процессам очищения водной среды от ФС.

Ьсут

Рис. 2. Убыль ФС в культуральной среде 5. диа<]псаис1а: 1-3 - 0,5 мМ гидрохинон, пирокатехин, п-бензохинон; 4-6 - то же в присутствии водоросли. Внесение ФС-2 сут. от посева.

3. Влияние фенольных соединений сточных вод ня рост и функциональные реакции фотосинтетического аппарата культур хлорококковых водорослей.

Рост культур при действии ФС. Поскольку определение действия ФС на хлорококковые водоросли, широко используемых в качестве тест-объектов, проводили обычно по фенолу (Костяев, 1973; Лукина, 1975), а в сточных водах

содержатся разнообразные ФС, мы исследовали группу ФС. С одной стороны, эта группа является достаточно представительной для стоков БЦБК, а с другой, представляет собой ряд, соответствующий их возможному автоокислению или окислению с участием растительных оксидаз: 1. Фенол - пирокатехин -ортобензохинон - 4-фенилсульфонилпирокатехин - продукты окислительной конденсации; 2. Гидрохинон - парабензохинон - продукты окислительной конденсации.

Фенол в концентрации 0,1 мМ вызывал некоторое удлинение лагфазы, затем *

число клеток после короткой фазы экспоненциального роста резко увеличивалось. Увеличение концентрации фенола до 0,5 мМ вызывала стимуляцию роста к

численности клеток, к концу опыта она составляла 30 млн/мл. Фенол в концентрации 5 мМ подавлял рост 5 циас/ггсаиЛа на протяжении всей кривой роста культуры. Фенол в высоких концентрациях (0,1-1 мМ) вызывал стимуляцию роста культуры а при 5 мМ подавлял его. Можно предположить, что концентрация 1 мМ является пороговой.

б 8 Время, сутки

Рис. 3. Влияние гидрохинона на рост численности клеток водоросли 5 циас1г1саис1а 1 - контроль,2,3,4,5-при добавлении (на 2 сут. роста) гидрохинона 0,01; 0,05; 0,1; 0,5 мМ соответственно.

Гидрохинон, в отличие от фенола, только в низкой концентрации - 0,01 мМ -вызывал стимуляцию роста численности, в конце опыта она составила 30 млн/мл, тогда как в контроле - 24 млн/мл. Увеличение концентрации гидрохинона до 0,05 мМ приводило к удлинению лагфазы, кривая роста проходила ниже контрольной. Гидрохинон в концентрации 0,5 мМ наиболее токсичен, численность к 14 сут. достигала лишь 10 млн/мл (рис. 3). При более высоких концентрациях культура не развивалась. Парабензохинон, так же как гидрохинон, в концентрации 0,01 мМ стимулировал рост числа клеток с 10 сут. Увеличение концентрации п-бензохинона в 5 раз резко угнетало рост культуры и число клеток к 14 сут. составило 15 млн/мл, а при концентрации выше 0,5 мМ культура водоросли погибала. Парабензохинон является одним из продуктов окисления гидрохинона, возможно поэтому эффекты их действия сходны.

Опыты для определения влияния резорцина, гваякола или пирокатехина на характер кривой роста численности клеток 5. quadricauda показали, что резорцин (1 мМ), гваякол (0,5 мМ), пирокатехин (0,1 мМ) подавляли рост численности клеток особенно эффективно на 2 - 4 сут. Пирокатехин в концентрации 0,1 мМ угнетал рост численности в той же степени, что и гидрохинон или п-бензохинон в тех же концентрациях. Эффекты стимуляции роста при действии малых концентраций пирокатехина наблюдали и для культуры мезофильной Chlorella vulgaris. Общим в действии исследованных ФС является ингибирование процессов размножения клеток водоросли в начале кривой роста (2-5 сут.) и удлинение лагфазы. В присутствии низких концентраций гидрохинона и п-бензохинона (0,01 мМ) наблюдали стимуляцию роста численности клеток. Подавление роста численности S. quadricauda происходило при добавлении в среду фенола - 5 мМ, гидрохинона или п-бензохинона - 0,05 мМ, резорцина - 1 мМ, гваякола - 0,5 мМ, пирокатехина - 0,1 мМ.

Эффекты стимуляции численности клеток при действии ФС сточных вод, полученные нами на водоросли S. quadricauda, или С vulgaris можно объяснить возможным участием ФС в регуляции ростовых процессов. Система, состоящая из о-дифенола и полифенолоксидазы, стимулирует синтез ауксина из триптофана. (Барабой, 1976). Ингибирующие эффекты ФС могут быть связаны с их влиянием на

энергетику клеток и воздействием хинонных форм ФС на сульфгидрильные группы ферментов (Стом, 1982; Сиренко, Козицкая, 1988).

Воздействие ФС на фотосинтетические характеристики микроводорослей. Ингибирование фотосиптетических процессов при действии ФС представляется наиболее важной стороной их токсичности, так как это вызывает нарушение путей трансформации световой энергии в важнейшем звене водных экосистем. Исследование влияния ФС сточных вод на фотосинтетическую активность S. quadricauda проводили по скорости фотоиндуцированного выделения кислорода, отражающей скорость ФЭТ в ЭТЦ от НгО к НАДФ* Добавление в среду фенола в концентрациях 0,1-0,5 мМ приводило к увеличению СВК по сравнению с контролем, которое сохранялось в период 2-6 сут. и затем снижалась ниже контроля, а к 8 сут. уровень СВК становился ниже контрольного, что указывает на подавление фотосинтетической активности. Стимуляцию СВК целых клеток S. quadricauda наблюдали также при добавлении в культуральную среду гидрохинона 0,01-0,5 мМ. Превышение над контрольным уровнем сохранялось до стационарной фазы роста культуры, в дальнейшем наблюдали подавление СВК, которое сохранялось до конца эксперимента. Близкие результаты были получены для водоросли С. vulgaris при добавлении в культуральную среду гидрохинона, а для S quadricauda - при добавлении п-бензохинона 0,01 - 0,5 мМ (рис. 4).

Увеличение СВК клетками водорослей отчасти противоречит подавлению роста численности клеток действием ФС. Увеличение СВК при добавлении ФС в культуру водоросли S. quadricauda, очевидно, связано со способностью к действию на транспорт электронов в ЭТЦ соответствующих продуктов окисления - о- и п-бензохинонов Известно, что акцепция электронов из ЭТЦ на уровне акцепторов QA и Qb, сопровождающаяся стимуляцией выделения кислорода не исключена для хинонных аналогов ФС (Vermaas, Arntzen, 1983). При этом функционирование ЭТЦ и фотовосстановление НАДФ+ нарушается. Следовательно, ФС сточных вод БЦБК могут нарушать функционирование ФЭТ на уровне ФС 2.

-Ряд1 -Ряд2 -РядЗ -Ряд4

О 5 10 15

время, суг

Рис. 4. Влияние п-бензохинона на скорость выделения кислорода клетками водоросли & диаф{саис1а : 1 - контроль, 2, 3, 4 - в присутствии п-бензохинона в концентрациях 0,01; 0,05; 0,1 мМ соответственно. ФС добавляли на 2 сут.

Флуоресценция Хл микроводорослей при действии ФС. С активностью ФС 2 тесно связаны параметры ЗФ Хл, интенсивность которой зависит от интактности реакционных центров (РЦ) ФС 2. (Маторин, Венедиктов, 1990). Интенсивность стационарного уровня ЗФ клеток водоросли 5. диас1псаис1а после добавления в среду фенола возрастала с увеличением концентрации от 0,1 до 1 мМ, а при концентрации 5 мМ значительно снижалась на 2 сут. К 4-6 сут. наблюдали снижение интенсивности ЗФ суспензии водоросли с добавками фенола 0,1-1 мМ. При концентрации фенола 5 мМ первоначальное снижение интенсивности ЗФ сменялось постепенным увеличением до 50 % от контрольного к 11 сух.

При добавлении в культуральную среду 5. циа&каш1а гидрохинона стимуляцию интенсивности ЗФ наблюдали лишь при концентрации 0,01 мМ на 2 сут. (рис. 5). Затем происходило снижение уровня ЗФ, которое сменялось небольшим увеличением до конца опыта. Гидрохинон в концентрациях 0,05-0,5 мМ вызывал снижение интенсивности ЗФ клеток водоросли сразу после добавления до уровня 40-3% от контроля.

® X

X 0) ь

X X

-в-Ряд1 —о—Ряд2 -А-РядЗ

—И—РЯД4

время, сут

Рис. 5. Интенсивность замедленной флуоресценции (отн. ед.) культуры 5. quadricaucU¡ в присутствии гидрохинона. 1 - контроль, 2-4 при добавлении гидрохинона в концентрациях: 0,01;0,1;0,2 мМ соответственно. Добавление ФС - 2 сут. роста.

Близкие к таковым для гидрохинона результаты по ЗФ водоросли 5. диас!г1саис1а были получены для п-бензохинона (0,01-0,5 мМ).

Стимуляция уровня ЗФ на 2 сут. развития культуры сразу после добавления фенола (0,1-1 мМ) может быть связана с первичной адаптивной реакцией фотосинтетического аппарата, которая выразилась в росте скорости ФЭТ (ТгеЬэ!, ЭгаЬег, 1986). Последующее снижение ЗФ очевидно, определяется снижением скорости ЭТ и энергизации фотосинтетической мембраны. Гидрохинон в равных с п-бензохиноном концентрациях был в 2 раза более эффективным по отношению к ЗФ и в концентрации 0,01 мМ вызывал первоначальный стимулирующий эффект, которого не наблюдали в опытах с п-бензохиноном.

Таким образом, фенол, гидрохинон и п-бензохинон снижали интенсивность ЗФ культуры водоросли 5 диас!г1саис1а, что указывает на подавление активности ФС 2. По величине ингибирующего действия на интенсивность стационарного уровня ЗФ исследованные ФС можно расположить в ряд по снижению эффекта:

гидрохинон, п-бензохинон, фенол. При этом эффективность действия можно оценить как 100 : 10 : 1. Действие ФС на клетки водоросли проявляется практически немедленно после добавления в культуральную среду.

Неустойчивость ФС определила необходимость оценки эффектов действия ФС сточных вод на параметры ЗФ Хл при прямом внесении ФС в измерительную ячейку (без инкубирования). При этом ЗФ водоросли С. ругепо1с1оза изменялась существенным образом. При добавлении фенола амплитуда индукционного максимума (Аш) снижалась по мере увеличения концентрации токсиканта. Начало снижения наблюдали с концентрации 0,1 мМ, при концентрации 100 мМ Аш составила 70% от контроля. Снижение наблюдали в диапазоне концентраций фенола 0,1-1 мМ. Последующее повышение концентрации до 1-10 мМ не приводило к дальнейшему подавлению 1ет , но концентрация 100 мМ подавляла интенсивности 1СХ до уровня 60% от контроля. Интенсивность ЗФ в присутствии диурона (1д) не изменялась при добавлении фенола до 0,1 мМ, после чего происходил рост 1Д на 40%. При повышении концентрации фенола (0,1-100 мМ) интенсивность 1Л снижалась.

Амплитуда индукционного максимума ЗФ (Ат) и интенсивность ЗФ (1СТ.) водоросли С ругепо!с1о$а снижались при добавлении в измерительную ячейку гидрохинона так же, как и при добавлении фенола, но начиная с концентрации 0,01 мМ и достигала максимума при 0,1 мМ токсиканта. Повышение концентрации гидрохинона от 0,1 до 100 мМ вызывало снижение интенсивности 1д, которая при 100 мМ составила 90 % от контроля. Амплитуда индукционного максимума ЗФ незначительно зависела от концентрации резорцина до 0,1 мМ, а при росте концентраций от 1 до 100 мМ увеличивалась на 17 % (при 100 мМ). Интенсивность стационарного уровня ЗФ с ростом концентрации резорцина от 0,1 до 10 мМ снижалась и затем, при концентрации 100 мМ возрас1ала (рис 6). Таких изменений А„, 1ст, а также 1д не наблюдали при добавлении к клеткам водоросли фенола и гидрохинона, хотя подавление интенсивности стационарного уровня ЗФ при действии резорцина происходило при концентрациях 1-10 мМ, то есть в 10 и 100 раз более высоких, чем в присутствии фенола и гидрохинона соответственно. В диапазоне концентраций резорцина 0,1-100 мМ наблюдали рост интенсивности 1д

0,001 0,01 0,1 1 Концентрация, мМ

Рис. 6. Параметры ЗФ (приведенные к контролю) клеюк водоросли С ругепогдона при добавлении резорцина в измерительную ячейку. 1 - амплитуда индукционного максимума (Ат); 2 - стационарный уровень ЗФ (1сТ); 3 - уровень флуоресценции в присутствии диурона (1д).

Уменьшение амплитуды Ат под действием ФС указывает на снижение электрохимического потенциала на мембранах хлоропластов. В диапазоне концентраций 0,01-1 мМ фенола подавление 1ст было пропорционально концентрации, что очевидно связано с действием фенола на энергизацию мембран тилакоидов. Для гидрохинона аналогичный эффект наблюдали для диапазона концентраций 0,001-0,1 мМ. Более высокие концентрации фенола или гидрохинона, очевидно, подавляли ЗФ, скорее всего, из-за структурных нарушений в белковой части РЦ ФС 2 и подавления, таким образом, активности ФС 2.

Известно, что интенсивность ЗФ в присутствии диурона отражает концентрацию РЦ ФС 2, способных к разделению заряда (Malkin, 1977). Помимо этого, при действии ФС и их аналогов происходит ингибирование ЭТ на уровне вторичных акцепторов Qa/Qb (Vermaas, Arntzen, 1983; Holt et al., 1993), что также может вызвать снижение ЗФ (Маторин, Венедиктов, 1990).

При добавлении к клеткам водоросли резорцина характер изменений ЗФ на уровне 1ст был сходным с изменением при действии фенола и гидрохинона, но с

ростом концентраций резорцина от 1 до 100 мМ наблюдали увеличение амплитуды Ам. Рост Ам может указывать на возрастание электрохимического потенциала на мембранах хлоропластов, Действие резорцина, связанное с подавлением 1ст очевидно, вызвано ингибированием ЭТ, поскольку в диапазоне концентраций 0,1100 мМ его добавление приводило к росгу Ат и 1д по сравнению с контролем.

Резорцин - это м-диоксибензол, в отличие от гидрохинона или пирокатехина, он медленно окисляется до м-бензохинона. Резорцин занимает промежуточное положение между структурно-специфическими ФС (гидрохинон, пирокатехин) и неспецифическими, или биологическими депрессантами (гваякол) (Стом, Бейм, 1976) В связи с этим резорцин может, очевидно, специфически подавлять ЭТ путем нарушения структуры белков РЦ ФС 2, а также путем воздействия на их гидрофобное окружение как биологический депрессант, что может приводить к информационным изменениям белково-липидных связей.

Следовательно, наблюдаемое нами подавление ФС стационарного уровня ЗФ, отражающего функциональную активность ФС 2 связано со снижением вероятности накопления РЦ, способных к разделению заряда, и ингибированием ЭТ. Таким образом, интенсивность стационарной ЗФ сразу после начала контакта подавлялась фенолом - 0,1 мМ, гидрохиноном - 0,01 мМ, резорцином - 1мМ. Снижение ЗФ было обусловлено, при действии фенола и гидрохинона, нарушением процессов формирования электрохимического потенциала на мембранах хлоропластов, а также, очевидно, уменьшением вероятности реакций рекомбинации первичноразделСнных зарядов в РЦ ФС 2, а не снижением количества РЦ, способных к разделению заряда. Резорцин оказался наименее токсичным по его действию на ЗФ клеток водорослей. Влияние резорцина на ЗФ при прямом добавлении отмечали лишь при концентрации 1 мМ. Его ингибирующий эффект определяется, по-видимому, специфическим действием на структуру белков РЦ ФС 2 и ингибированием, таким образом ЭТ, а также неспецифическим - через нарушение гидрофобного окружения белков РЦ ФС 2. Следовательно, ФС в низких концентрациях вызывают нарушение процессов энергизации мембран тилакоидов, в высоких - ингибирование ЭТ и подавление активности ФС 2.

Комбинированное действие смесей ФС и ТМ отличается от эффектов индивидуальных агентов и зачастую не сводится к простому суммированию (Wong et al., 1978). При изучении совместного действия Cd и фенола на рост численности S. quadricauda и эффективность работы ФС 2 по плану ПФЭ 22 были выбраны концентрации Cd - 0,005 мМ, фенола - 1 мМ. Обработка результатов по плану ПФЭ 22 дала следующие уравнения регрессии по численности клеюк культуры.

4 сут:N = 0,9 - 0,15 Cd; 7 сут: N = 1,5 - 0,15 Cd;

20 сут: N = 2,8 - 0,06 Cd - 0,06 - ФС; 25 сут: N = 3,0 - 0,06 Cd - 0,06 ФС

Как следует из уравнений регрессии, значимые коэффициенты получены лишь для раздельного действия Cd и фенола.

Результаты исследований действия фенола и Cd на относительному выход переменной флуоресценции) показали следующие зависимости.

1 сут: Fv/Fm = 19,5 + 0,4 Cd; 4 сут: Fv/Fm = 33,4 - 5,85 Cd - 2,5 ФС; 11 сут: Fv/Fm = 39,8 - 2,3 Cd - Cd ФС; 20 сут: Fv/Fm = 41,1 - 3,0 Cd - 4,4 Cd ФС

Полученные данные по совместному действию фенола и Cd показывают, что основным результатом является снижение роста численности клеток и подавление активности фотосинтетического аппарата при незначительности эффектов парных взаимодействий.

6. ВЫВОДЫ

1. В сточных водах Усольского ХФК присутствует ряд ФС - фенол, гидрохинон, паракрезол, ортокрезол, резорцин, пирокатехин, оксибензойная кислота в концентрациях 100-1 мМ. Для хроматографической идентификации ФС в сточных водах оптимальны системы бензол-уксусная кислота (5:1) и бензол-этанол (9:1). Для определения содержания ФС в поверхностных водах перспективен метод ЭХЛ люминола с чувствительностью до 0,01 мкМ.

2. Сточные воды Байкальского ЦБК содержат ФС в концентрации до 0,1-1 мМ. Содержание ФС в поверхностных водах в районе БЦБК и устья р. Селенги в 100 и более раз выше фонового - до 1 мкМ. В районе сброса стоков БЦБК наблюдается повышенное содержание фенолокисляющих бактерий, которое в зависимости от сезона может достигать 46% от общей численности бактериопланктона.

3. Пробы сточных вод из пруда-аэратора БЦБК подавляли СДП клеток харовых водорослей аналогично фенолу в концентрации 0,1 мМ. Использование харовых водорослей для токсикометрии ФС показало, что фенолы сточных вод в низких концентрациях (0,01-10 мМ) определяемых индивидуально, вызывают специфическую реакцию - снижение разности потенциалов вакуоль-среда клеток ЫйеИа подобно классическим разобщителям, а в высоких - приводят к неспецифическому снижению разности потенциалов, сопротивления, связанному с увеличением пассивной проницаемости клеток.

4. Токсичность фенолов сточных вод для зеленых водорослей зависит от путей их окисления через пара-, орто и метахиноны, что подтверждено более высокой альготоксичностью гидрохинона, образующего п-хинон по сравнению с пирокатехином, окисляющимся через о-хинон, резорцином (окисление через м-хинон).

5. Стимуляция скорости выделения кислорода клетками хлорококковых водорослей фенолами в низких концентрациях (0,01-1 мМ - в зависимости от структуры ФС) является специфической реакцией и может не сопровождаться стимуляцией роста численности. В высоких концентрациях фенолы стоков БЦБК ингибируют фотосинтетическую активность и рост численности клеток. По подавлению замедленной флуоресценции тест-культур эффективность гидрохинона, п-бензохинона, фенола можно оценить как 100 : 10 : 1.

6. Комбинированное действие фенола и кадмия приводит к снижению роста численности и активности фотосистемы 2 клеток Зсепеёевтш quadricauda, определяемых раздельным влиянием токсикантов при незначительности эффектов парных взаимодействий.

7. При биотестировании и токсикометрии ФС на харовых или хлорококковых водорослях следует использовать специфические функциональные отклики клеток, проявляющиеся при низких концентрациях фенолов. Характер действия зависит от химической лабильности и концентрации конкретного ФС. Наиболее чувствительными к ФС (до 1 мкМ) являются характеристики ЗФ хлорофилла хлорококковых водорослей.

Список публикаций по теме диссертации.

1. Элиас В.В., Плеханов С.Е. Влияние фенолов сточных вод на эффективность первичных реакций фотосинтеза зеленых микроводорослей//Науч. докл. Высшей школы. Биол. науки. Деп. в ВИНИТИ. 1987. № 6712-В88. 5 с.

2. Элиас В.В., Плеханов С.Е. Влияние фенолов сточных вод на скорость фотосинтеза в клетках зеленых микроводорослей//Тез. Докл. 3 Всес. конф. "Проблемы экологии Прибайкалья".4.1.1988. Иркутск : ИГУ. С.110.

3. Elias V.V., Plekhanov S.E., Kartasheva N.V. Heavy metals in surface waters of lake Baikal//Readings in memory of M.M. Kozhov. Mat. of the V-th Int. Conf. "Ecological problems". Vol. II. 1995. Novosibirsk : Nauka. P. 28-33.

4. Плеханов C.E., Карташева H.B., Светлова E.H., Элиас B.B. Экологическое значение внеклеточных органических веществ при действии химического загрязнения на зеленые водоросли//Тез. докл. Междун. конф. "Фундаментальные и прикладные проблемы охраны окружающей среды - ПООС-95". Т.2. 1995. Томск.: ТГУ. С. 277.

5. Плеханов С.Е., Братковская Л.Б., Светлова E.H., Элиас В.В. Физиологические реакции харовых водорослей на компоненты сточных вод (микроэлементы, сульфаты, фенолы) сульфат-целлюлозного производства//Межд. биотехнол. центр МГУ. Деп. в ВИНИТИ. 1997. № 982-В97. 17 с.

6. Максимова И.В., Чапаева С.А., Светлова E.H., Элиас В.В., Плеханов С.Е. Накопление физиологически активных соединений в культурах зеленых микроскопических водорослей//Мат. 2-й научной конф. "Актуальные вопросы биотехнологии". М.: МГУ. 2001. С. 21.

7. Плеханов С.Е., Чапаева С.А., Братковская Л.Б., Максимова И.В., Элиас В.В. Жизнеспособность культур зеленых микроводорослей и накопление в средах внеклеточных органических веществ//Мат. конф. "Водные экосистемы и организмы-3". М.: Макс Пресс. 2001. С. 87.

8. Плеханов С.Е., Чемерис Ю.К., Элиас В.В. Рост и фотосинтетическая активность зеленых микроводорослей в присутствии фенолов//Мат. конф. "Водные экосистемы и организмы-4". М.: Макс Пресс. 2003. С. 111.

9. Худяков В.И., Элиас В.В., Матвеев A.A., Плеханов С.Е. Связь показателей экологической нормы и сукцессий бактериопланктона в самоочищении водных экосистем//Труды Междун. биотехнол. центра МГУ. "Биотехнология в охране и реабилитации окружающей среды". 2003. М.: ФИАН. С. 233-240.

10. Галочка Л.Д., Элиас В.В., Плеханов С.Е. Физиологические аспекты комбинированного действия фенола, меди и кадмия на водоросли Scenedesmus quadricauda ВгеЬ//Мат. конф. "Водные экосистемы и организмы-5". М.: Макс Пресс. 2004. С. 56.

11. Горюнова C.B. Элиас В.В., Плеханов С.Е. Движение цитоплазмы как показатель физиологического состояния клеток водных растений при химическом загрязнении среды//Тр. Междун. Биотехнол. Центра МГУ им. М.В. Ломоносова. "Биотехнология - охране окружающей среды" Ч. .2. М.: "Спорт и Культура". 2004. С. 36-40.

ООП Фиэ ф-та МГУ Заказ 136-100-05

mee 78

РНБ Русский фонд

2006i4 13539

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Элиас, Виктория Валентиновна

1. ВВЕДЕНИЕ.

Цель и задачи работы.

2. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ.

2.2. Водоросли и процессы трансформации фенольных соединений.

2.3. Возможные механизмы токсического действия фенольных соединений на водоросли. Эндогенные и экзогенные фенолы.^.

2.4. Функционирование фотосинтетического аппарата зеленых водорослей и флуоресценция.

2.5. Влияние фенольных соединений на фотосинтетическую активность водорослей.

3. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ.

3.1. Объекты исследования.

3.2. Методы исследования.

4. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ.

4.1. Определение фенолов в сточных водах Усольского химико-фармацевтического комбината.

4.2. Сточные воды БЦБК как источник загрязнения оз. Байкал.

4.3. Фенолокисляющие бактерии в зоне сброса сточных вод БЦБК.

4.4. Фенольные соединения акватории оз. Байкал.

4.5. Физиологические реакции харовых водорослей на действие фенолов. Дефеноляция вод.

4.6. Влияние фенольных соединений сточных вод на рост культур хлорококковых водорослей.

4.7. Изучение воздействия фенольных соединений на фотосинтетические характеристики микроводорослей. Флуоресценция.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Исследование физиологических реакций харовых и хлорококковых водорослей на фенолы сточных вод"

Охрана водных экосистем от загрязнений является одной из наиболее важных проблем современности. Загрязнение пресных вод фенолсодержащими стоками актуально для нашей страны, богатейшей в мире по запасам чистой пресной воды, 95% которых приходится на оз. Байкал (Павлов, 1995). Ежегодно в Байкал поступает 35 км загрязненных вод со стоком рек, работой Байкальского целлюлозо-бумажного комбината (БЦБК) (Израэль, 1991; Кожова, Бейм, 1993; Галазий и др., 1995; Худяков, 2003). Загрязнению подвержена также р. Ангара, Братское водохранилище, в частности в связи со сбросом стоков химико-фармакологического комбината (ХФК) в г. Усолье-Сибирское.

Загрязнения относятся к группе возмущающих факторов, поскольку к ним экосистема не подготовлена так, как к флуктуациям естественных внешних факторов (Федоров, 1974; 2004). Для регламентации состава и количества сточных вод используют приемы экспериментальной токсикометрии: подбор соответствующих тест-объектов и тест-функций для оценки опасности сточных вод, разработка предельно-допустимых концентраций (ПДК) токсических веществ (Филенко, 1990; Рыбальский и др., 1993; Biomonitoring ., 1995; Котелевцев, 1997). Стремление к использованию высокочувствительных аналитических методов обнаружения загрязняющих веществ в водной среде и гидробионтах связано с ростом требований к допустимому содержанию загрязняющих веществ в водных экосистемах, с желанием определить механизмы их действия (Aunaas, Zachariassen, 1994; Kotelevsev, Stepanova, 1995; Капков, 2004).

Вопросы влияния фенольных соединений (ФС) на водоросли - основу функционирования водных экосистем - исследованы недостаточно. Работы проводили в основном с фенолом, не учитывая активности промежуточных продуктов окисления ФС, и рассматривали, как правило, влияние фенола на рост численности клеток, фотосинтез. Исключение составляют работы, в которых обращается внимание на действие хинонных форм ФС по блокированию в клетках водорослей сульфгидрильных групп, на сравнение токсичности экзогенных и эндогенных фенолов (Стом, 1982; Стом и др., 1974; 1979; Юрин и др., 1979). Известны первичные адаптивные реакции водорослей на ФС, исследованные по переменной флуоресценции (Плеханов, 1999). Противоречивы данные по содержания фенолов в водной среде, очевидно в связи с трудностями методического характера и в связи с неустойчивостью ФС. Фенольные соединения широко представлены в клетках водорослей и присутствуют в водной среде как естественные метаболиты и продукты их распада. В связи с вышеизложенным, крайне трудно выбрать те функциональные реакции водорослей, которые бы объективно отражали влияние фенолов на водоросли, позволяли использовать их для токсикометрии ФС и установления норм ПДК.

В связи с вышеизложенным, в настоящей работе представлены результаты поиска чувствительных функциональных реакций зеленых водорослей на действие ФС, направленного на объективную оценку физиологических эффектов и последствий влияния ФС сточных вод на водоросли, их продукционные свойства в целях совершенствования биологического мониторинга водных экосистем.

Цель и задачи работы

Цель работы - исследовать влияние фенолов сточных вод на физиологическое состояние харовых и хлорококковых водорослей, широко используемых в качестве тест-объектов, по функциональным реакциям, связанным с уровнем метаболизма клеток и продуктивностью.

Задачи работы.

2. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

2.1. Загрязнение водоемов фенольными соединениями.

Характерными представителями органических загрязнений водоемов являются фенолы (ФС). Они отличаются широкой распространенностью и токсичностью (Флёров, 1973), присутствуют в сточных водах самых различных предприятий, например, нефтехимических, органического синтеза, переработки древесины, лакокрасочной, фармацевтической (Харламинович, Чуркин, 1974). Кроме того, ФС с о-дифенольными ядрами в больших количествах, до 0,2 мг/л накапливаются во время цветения воды в результате отмирания цианобактерий (Козицкая, 1975; 1984).

Эндогенные ФС в водной среде могут метаболизироваться водорослями и другими гидробионтами за счет трансформации ферментными системами, в основном оксидазного типа (Иванова, Степанова, 1995; Котелевцев, 1997). Техногенные ФС, попадая в водоемы со сточными водами, очевидно, вовлекаются в естественный круговорот веществ, подобно природным ФС, в связи с чем исследование их взаимодействия с водорослями представляет особенный интерес, поскольку оно прямо связано с возможностями самоочищения, а также с особенностями функционирования водорослей в условиях загрязнения.

Для промышленных стоков в зависимости от технологии характерно присутствие различных ФС. Сточные воды лакокрасочной промышленности содержат фенол, бутилфенол, дифенилпропан, а-нафтол, нитрофенолы (Сахарное, 1971). При производстве пестицидов в стоках присутствуют хлор-и нитрофенолы, пестициды с фенольными ядрами являются источниками ФС в водоёмах (Мельников и др., 1977). Резорцин характерен для сточных вод производства лекарственных препаратов, нефтехимических заводов (Грушко, 1976). Основным источником поступления ФС и других органических веществ в водоёмы являются сточные воды целлюлозно-бумажных комбинатов (ЦБК) (Лейте, 1975). Главные органические компоненты стоков ЦБК с сульфатным способом варки целлюлозы - лигнин и фенольные продукты его деструкции. Лигнин - это сложный фенолсодержащий полимер, в виде которого в стоки уходит до 30% обрабатываемой древесины (Стом и др., 1990). При подкислении щелоков сульфатных производств образуется кислотоустойчивый (водорастворимый) лигнин и нерастворимый. На долю первого приходится 7%, второго -22% от общего содержания органических веществ черных щелоков. В продуктах деструкции лигнина, образующихся при варке целлюлозы обнаружены гваякол, пирокатехин, 4-метилпирокатехин, фенол, крезолы, ванилиновая, уксусная, п-оксибензойная кислота, протокатеховый и оксикоричный альдегиды и ряд других. При отбеливании целлюлозы используется хлор, в результате чего в стоках появляются хлорированные ФС (Gall, Thompson, 1973). Например, в сточных водах Байкальского ЦБК лигнин находят во взвесях (4 мг/л) и в растворе - 20 мг/л (Бейм, 1983; Стом и др., 1990). При осаждении лигнина на дно ухудшается кислородный режим водоёма, на лигнин сорбируются другие органические вещества, всего до 55 (Грушко, 1981), а также сульфаты А1, Ва, Са, Mn, Сг, Vi, Ni, Си, Ti (Бейм, 1983). При деструкции лигнина в водоёме постоянно и длительное время образуются токсические продукты - ФС, спирты, органические и жирные кислоты, меркаптаны, кетоны (Грушко, 1981). Нелетучие ФС - второй по объёмам органический компонент стоков ЦБК (4-11 мг/л), почти половина из которого составляет плохо метаболизируемый гваякол (Стом и др., 1975). Одноатомные ФС в водоёме гидроксилируются до полигидроксифенолов (Перелыптейн, Каплин, 1968). Летучие ФС в водоёмах окисляются преимущественно биохимически, а окислительная трансформация многоатомных ФС идёт в основном путем автоокисления (Роговская, 1972). Фенольные фракции водорастворимого сульфатного лигнина, находятся в фенол-хиноидном состоянии равновесия

Криульков и др., 1969). Поэтому, лигнин и фенолы как компоненты стоков ЦБК являются источником продуктов хинонной природы (Стом, 1982).

Исследования состава сточных вод сульфат-целлюлозного производства показали, что комплексная очистка и регламентированный сброс не исключают загрязнение прилегающих акваторий органическими и неорганическими компонентами. Концентрации этих соединений в очищенных стоках Байкальского ЦБК признаны допустимыми, учитывая 20-кратное разведение стоков при сбросе и отсутствие, в таком случае, противоречий с нормами ПДК. Кроме этого утверждается, что естественное содержание ФС в незагрязненных водах Байкала 0.002 - 0.012 мг/л, а нарушений микроэлементного и минерального состава (по натрию и сульфатам) Южного Байкала не наблюдали даже в прибрежной зоне у сброса стоков БЦБК (Бейм, Трошева, 1996).

Сточные воды Селенгинского ЦКК долгое время сбрасывались в левый рукав р. Селенги и их разбавление оценивалось как 80-кратное (Худяков, 2004). Сульфаты являются приоритетным компонентом сточных вод комбината. Минеральные компоненты, ТМ встречались в водах р. Селенги до и после сброса сточных вод в близких концентрациях. Для БЦБК, где производится отбеливание целлюлозы с применением хлора, наблюдали повышенное содержание хлорированных ФС. Водорастворимая и взвешенная фракция сульфатного лигнина сточных вод после сброса вследствие медленной биохимической деструкции с затратой кислорода является источником загрязнения водной среды промежуточными и конечными продуктами фенолами, хинонами и гуминовыми соединениями (Криульков, 1970).

Таким образом, в составе очищенных стоков ЦБК и ЦКК обнаружены химические соединения, известные как приоритетные загрязнители водной среды - ФС и ТМ. Нормы сброса стоков рассчитываются в надежде на их многократное разбавление и большую ассимиляционную емкость водоемов

Кожова, Бейм, 1993). Однако, непрерывность процесса загрязнения, длительное разрушение отдельных органических компонентов, например лигнина, трансформация, миграция и накопление микроэлементов, в частности ТМ, в экосистемах заставляет искать возможности прогнозирования последствий загрязнения для продукционных процессов в водоемах и исследования механизмов действия отдельных компонентов стоков.

Такие исследования должны быть направлены на решение 3-х задач: 1) определение возможного влияния стоков и их компонентов на функционирование фотосинтезирующих организмов; 2) определение тестовых реакций для совершенствования токсикометрического контроля 3) для изучения возможностей использования водорослей для улучшения качества очистки сточных вод.

Заключение Диссертация по теме "Гидробиология", Элиас, Виктория Валентиновна

6. ВЫВОДЫ

3. Пробы сточных вод из пруда-аэратора БЦБК подавляли СДП клеток харовых водорослей аналогично фенолу в концентрации 0,1 мМ. Использование харовых водорослей для токсикометрии ФС показало, что фенолы сточных вод в низких концентрациях (0,01-10 мМ), определяемых индивидуально, вызывают специфическую реакцию - снижение разности потенциалов вакуоль-среда клеток Nitella подобно классическим разобщителям, а в высоких - приводят к неспецифическому снижению разности потенциалов, сопротивления, связанному с увеличением пассивной проницаемости клеток.

6. Комбинированное действие фенола и кадмия приводит к снижению роста численности и активности фотосистемы 2 клеток Scenedesmus quadricauda, определяемых раздельным влиянием токсикантов при незначительности эффектов парных взаимодействий.

5. ЗАКЛЮЧЕНИЕ.

Проблема загрязнения пресных вод ФС требует создания чувствительных и надежных методов их определения в связи с химической лабильностью, а также детального изучения возможных последствий их действия на водоросли - основу функционирования водных экосистем. Фенолсодержащие стоки БЦБК оказывают отрицательное действие на л фитопланктон на площади до 50 км , где наблюдали нарушения структуры фитопланктонного сообщества. Несмотря на то, что в Байкале преобладает диатомово-пиррофитовый комплекс, большое значение имеют и зеленые водоросли, в частности хлорококковые, круглый год присутствующие в Байкале и способные частично компенсировать кормовую базу эпишуры. Байкальский ЦБК сбрасывает фенольные соединения в объемах до 1,5 т в сутки, указывая их содержание в очищенном стоке 4-11 мг/л. Значительным источником ФС является лигнин, при разложении которого в водной среде оказываются различные фенолы и ТМ.

При проведении работ по определению ФС на очистных сооружениях Усольского ХФК в сбрасываемых водах были обнаружены различные ФС. Несмотря на тщательную очистку, сбрасываемые воды БЦБК содержали 0,11 мМ ФС. Следовательно, в водоем сбрасываются очищенные стоки с достаточно высоким содержанием фенолов. Подтверждением служат данные об интенсивном развитии фенолокисляющих бактерий и подавлении развития фитопланктона в районе сброса стоков.

По результатам съемки района БЦБК и акватории Байкала были выделены зоны с повышенным содержанием фенолов. Наиболее высокое содержание характерно для района БЦБК, устья р. Селенги, где достигалась концентрация в 100 и более раз выше фоновой. Минимальное содержание находилось на пределе аналитических возможностей метода ЭХЛ люминола - 0,01 мкМ и возможно ниже. Содержание ТМ в поверхностных водах близко к фоновому, а в районе БЦБК, например кобальт и кадмий содержались в концентрациях 0,2 и 0,56 мкг/л соответственно. Результаты съемок и данные литературы дают основания полагать, что основную опасность для фитопланктона представляют промстоки БЦБК с повышенным содержанием фенолов и отчасти сорбированных на лигнине ТМ.

По мере очистки стоков подавление пробами воды ротационного движения цитоплазмы клеток Nitella уменьшалось, сохраняя сложный фазный характер. При этом фенол в концентрации 0,1 мМ вызывал близкий эффект воздействия на СДП к воде из пруда-аэратора. Сложный колебательный характер изменений СДП может быть связан с процессами адаптации клеток. Наиболее токсичным оказался парабензохинон - хинон гидрохинона, что указывает на значительное увеличение токсичности фенолов при их окислении. Ряд токсичности связан со способностью фенолов к окислению, образованию хинонов и выглядит следующим образом (по снижению) - парабензохинон, пирокатехин, гидрохинон, фенол, резорцин.

В относительно низких концентрациях ФС снижают РЭП до уровня калиевого равновесного потенциала, что свидетельствует о специфической реакции клеток - изменении калий-натриевой проницаемости. Одновременно происходит увеличение сопротивления, то есть непроводимости плазмалеммы. Высокие концентрации ФС приводят к неспецифическому росту пассивной проницаемости и далее - к гибели клетки. По минимальной концентрации, вызывающей снижение РЭП до нового стационарного уровня фенолы можно расположить в ряд по убыванию активности -пентахлорфенол, гидрохинон, дихлорфенол, парабензохинон, пирокатехин, фенол, гваякол, резорцин.

Поступление фенолов в клетки с одной стороны, приводит к ухудшению их функционального состояния и снижению продуктивности, а с другой - способствует процессам очищения водной среды от ФС, что показано на байкальской водоросли Nitella sp. и культуре водоросли

Scenedesmus quadricauda. Скорость убывания в среде ФС снижается в ряду -парабензохинон, пирокатехин, гидрохинон, фенол, резорцин, гваякол. Способность фенолов к трансформации - одна из причин их многообразия и трудностей оценки механизмов действия и токсичности. Выбранные нами для исследования фенолы с одной стороны представительны в стоках, с другой способны к превращениям по следующим схемам. 1. Фенол -пирокатехин - ортобензохинон - 4-фенилсульфонилпирокатехин - продукты окислительной конденсации. 2. Гидрохинон - парабензохинон - продукты окислительной конденсации.

Превращения ФС во многом предопределяют различные результаты их действия на функциональное состояние зеленых водорослей. Так при действии фенолов наблюдается как ингибирование роста культур Scenedesmus или Chlorella, так и стимуляция. Стимуляция скорости выделения кислорода фенолами, очевидно связана с акцепцией электронов из ЭТ цепи фотосистемы 2 пара-, орто- мета- хинонами ФС, что приводит к нарушению функционирования ЭТЦ.

Фенол, гидрохинон и п-бензохинон снижали интенсивность ЗФ культуры водоросли S. quadricauda в процессе роста, что указывает на нарушение интактности фотосинтетического аппарата, подавление активности ФС 2. По величине ингибирующего действия на интенсивность стационарного уровня ЗФ исследованные ФС можно расположить в ряд по снижению: гидрохинон, п-бензохинон, фенол. При этом эффективность действия можно оценить как 100 : 10 : 1. В результате действия ФС в диапазоне концентраций 0,01-5 мМ нарушается развитие культуры S. quadricauda, что выражается в удлинении лагфазы, задержкой максимума фотосинтетической активности клеток и снижением роста численности. Из проведенных экспериментов следует, что действие ФС на клетки водоросли проявляется практически немедленно после добавления в культуральную среду, судя по влиянию на СВК и ЗФ. В низких концентрациях фенолы сточных вод действуют на клетки водорослей как специфические токсиканты, а в высоких как неспецифические.

При использовании зеленых водорослей для биотестирования или токсикометрии ФС следует учитывать специфику их действия в зависимости от концентрации или окисленности. Специфические реакции водорослей -снижение СДП, уменьшение РЭП, рост электрического сопротивления, ускорение скорости выделения кислорода, стимуляция интенсивности ЗФ и изменения ее параметров. Неспецифическое действие - остановка движения цитоплазмы, необратимое падение РЭП и сопротивления внешних мембран, подавление роста численности клеток, удлинение лагфазы, устойчивое снижение СВК, интенсивности ЗФ. Опыты по комбинированному действию фенола и кадмия на рост и эффективность работы фотосистемы 2 клеток S. quadricauda показали, что для роста численности значимые коэффициенты в уравнениях регрессии на протяжении всей кривой роста получены лишь для раздельного действия фенола и кадмия. Для фотосинтетической активности значимые коэффициенты парного взаимодействия кадмий-фенол получили лишь в конце кривой роста. Основным результатом совместного влияния кадмия и фенола на культуру водоросли является снижение роста численности и активности фотосистемы 2 при незначительности эффектов парных взаимодействий.

Следовательно, многообразие ФС в стоках, способность к взаимопревращениям и биохимической трансформации в клетках водорослей, их специфическое и неспецифическое действие, необходимо учитывать при биотестировании и токсикометрии ФС. Можно полагать, что именно ФС соединения приводят к снижению численности фитопланктона в районе Байкальского ЦБК.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Элиас, Виктория Валентиновна, Москва

1. Аверьянов А.Л. Генерация супероксидных анион-радикалов и перекиси водорода при автоокислении кофейной кислоты//Биохимия.1981. Т.46. N 2. С.256-261.

2. Акулова Е.А. Флавоноиды эндогенные регуляторы энергетического обмена хлоропластов//Регуляция энергетического обмена хлоропластов и митохондрий эндогенными фенольными ингибиторами. Пущино-на-Оке. 1977. С.100-125.

3. Александров В.Я. Реактивность клеток и белки. Л.: Наука. 1985. 318с.

4. Альберт Э. Избирательная токсичность. М.: Мир. 1971.431 с.

5. Анохин Ю.А. Комплексный фоновый мониторинг озера Байкал: современное состояние и перспективы. Мониторинг фонового загрязнения природных сред. Ред. Ю.А.Израэль, Ф.Я.Ровинский. Л.: Гидрометеоиздат. 1984. Вып.2. С. 132-144.

6. Апарцин М.С., Саксонов М.Н., Стом Д.И. К вопросу о действии пирокатехина и п-бензохинона на клетки Нителлы//ДАН СССР. 1979. Т.244. N 2. С. 510-512.

7. Арчаков А.И. Микросомальное окисление. М.: Наука. 1975. 327с.

8. Афанасьева А.Ф., Телитченко М.М. Интенсификация очистки аэрированием биопрудов и математическая модель этого процесса. В кн.: Самоочищение и биоиндикация загрязненных вод. М. 1980. С. 159-165.

9. Бакуненко Л.И., Стонов Л.Д., Маторин Д.Н. Использование замедленной флуоресценции хлореллы для определения гербицидных свойств соединений//Химия в с/х-ве. 1977. Т. 15. N33. С. 67-70.

10. Барабой В.А. Биологическое действие растительных фенольных соединений. Киев: Наукова думка. 1976.260с.

11. Бейм A.M., Трошева Е.И. 30 лет на Байкале. Оценка влияния на окружающую природную среду 30-летней деятельности Байкальского ЦБК. Байкальск: Ин-т Экологической Токсикологии. 1996.103 с.

12. Брагинский А.П., Величко И.М., Щербань Э.П. Пресноводный планктон в токсической среде. Киев: Наукова думка. 1987.179 с.

13. Бычинский В.А., Сатурин А.Н. Геохимические аспекты токсичности элементов. Геохимия техногенных процессов. 1990. М.: Наука. С. 94-103.

14. Васильев И.Р., Ли Дон Ир, Маторин Д.Н., Венедиктов П.С. Множественность мест действия гербицидов, ингибирующих фотосистему II зеленых растений//Физиол. растений. 1988. Т. 35. N. 4. С.694-702.

15. Веселое Е.А. Токсичность промышленныз сточных вод Байкальского целлюлозного завода для водных организмов Байкала. Петрозаводск: КГУ. 1972. 61с.

16. Веселова Т.В., Веселовский В.А., Чернавский Д.С. Стресс у растений (Биофизический подход). М.: Изд-во Моск.ун-та. 1993.144с.

17. Веселовский В.А., Веселова Т.В. Люминесценция растений. Теоретические и практические аспекты. М.: Наука. 1990.200с.

18. Верхозина В.А. Влияние антропогенного фактора на микробиальные процессы круговорота азота //Совершенствование региональногомониторинга состояния озера Байкал. Л.: Гидрометеоиздат. 1985. С. 66-70.

19. Воробьев Л.Н. Роль оболочки и цитоплазмы харовых водорослей в избирательном накоплении ионов калия и формирования биоэлектрических потенциалов//Автореф. дис. канд. биол. наук. М.: МГУ. 1965.24 с.

20. Галазий Г.И., Тарасова Е.Н., Мамонтов А.А., Мамонтова Е.А. Опыт и проблемы химического мониторинга Байкала//Проблемы экологии. Т.2. 1995. Новосибирск: Наука. С. 11-17.

21. Гапочка Л.Д. Об адаптации водорослей. М: Изд-во Моск.ун-та. 1981. 80 с. Гапочка Л.Д., Карауш Г.А. О фенотипической адаптации к фенолу культуры сине-зеленой водоросли Synechocystis aquatilis//Биoл. науки. 1982. N 8. С.61-65.

22. Гапочка Л.Д., Плеханов С.Е., Батгах М., Максимов В.Н. Адаптационно-токсикологические аспекты комбинированного действия фенола, меди и кадмия на зеленые микроводоросли//Вестн. Моск.ун-та. Сер. 16. Биология. 1995. N 3. С. 41-46.

23. Гиль Т.А., Балаян А.Э., Стом Д.И. Действие смесей фенолов на гидробионтов //Тез.докл. на 1У Всесоюзн.симпозиуме по фенольным соединениям. Ташкент. 1982. С.19.

24. Гиль Т.А., Нечаева В.И., Балаян А.Э., Шахова Г.В., Стом Д.И., Коряковцев А.А. Элиминирование хинонов из водных сред фенолами и влияние их смесей на свечение бактерий Beneckea Ьагуеу|//Биол.наки. 1985. N 1. С.58-63.

25. Голиков А.Н., Голиков Н.В. Угнетение и стимуляция как фазы процесса адаптации/Яр. Зоол. ин-та АН СССР. 1987. Т.160. С.4-12.

26. Гольдфельд М.Г., Карапетян Н.В. Физико-химические основы действия гербицидов//Итоги науки и техники. ВИНИТИ. Сер. Биологическая химия. М., 1989. Т. 30. 164 с.

27. Горбунова М.П. Альгология. М.: Высш.школа. 1991.256 с.

28. Грошева Е.И. Тяжёлые металлы в донных отложениях Южного Байкала//Проблемы экологии Прибайкалья: Тез. Ш Всес.конф. 5-10 сент. 1988г. Иркутск. 1988. С.36.

29. Грушко Я.М. Вредные органические соединения в промышленных сточных водах. Л.: Химия. 1976.128с.

30. Запрометов М.Н. Основы биохимии фенольных соединений. М.: Высш.шк. 1974.214с.

31. Запрометов М.Н. Биосинтез фенольных соединений и его организация в клетках растений//У Всесоюз.биохим. съезд: Тез. докл.М.: Наука. 1985. С.286.

32. Иванова Е.Ю., Степанова Л.И. Накопление генотипических соединений и пероксидазная активность водорослей в Воронежском водохранилище//Мат. 5 Междун.конф. "Проблемы экологии" Иркутск. 23-28 окт. 1995г. Иркутск: ИГУ. С.132-133.

33. Израэль Ю.А. Экология контроль состояния природной среды. Л.:Гидрометеоиздат. 1984.560 с.

34. Израэль Ю.А.,Анохин Ю.А., Кокорин А.О. Мониторинг состояния озера Байкал. Л.:Гидрометеоиздат. 1991.260 с.

35. Камия Н. Движение цитоплазмы. М.: Мир. 1962. 306с.

36. Каплин В.Т. Превращение органических веществ в природных водах//Автореф. дис. д-ра.хим.наук. Иркутск: ИГУ. 1973.46с.

37. Карауш Г.А. Устойчивость смешанных культур водорослей к фенолу //Биол.науки. 1985. N 9. С.62-65.

38. Кефели В.И. Природные ингибиторы роста и фитогормоны. М.: Наука. 1974.252 с. Кирсо У.Э. Реакционная способность фенолов в процессах окисления//Автореф. дис. д-ра. хим. наук. Черноголовка: ИХФ. 1978.42с.

39. Климов В.В., Алахвердиев С.И., Пащенко В.З. Измерение энергии активации и времени жизни флуоресценции хлорофилла фотосистемы 11//Доклады АН СССР. 1978. Т. 242. С. 1204-1209.

40. Кожова О.М., Бейм A.M. Экологический мониторинг Байкала. М.: Экология. 1993.352с.

41. Кожова О.М., Изместьева Л.Р., Святенко Г.С. Динамика численности фитопланктона в районе г.Байкальска//Экологические исследования Байкала и байкальского региона. Иркутск: Изд-во ИГУ. 1992. С. 119-137.

42. Козицкая В.Н. Фенольные соединения в "пятнах цветения" водорослей. В кн.: Биологическое самоочищение и формирование качества воды. М. 1975. С. 81-84.

43. Козицкая В.Н. Ингибирующие вещества, продуцируемые некоторыми синезелеными водорослями//Гидробиол. журн. 1984. Т. 20. N 2. С. 51-55.

44. Костяев В.Я. Действие фенола на Scenedesmus acuminatus /Lagerh./Chod. //Тр. Инта биол. внутр.вод. АН СССР. Л.: Наука. 1969. В.19(22). С. 90-93.

45. Костяев В.Я. Влияние фенола на водоросли и роль водорослей в биологической деструкции фенола//Автореф. дис. канд.биол.наук. М.: МГУ. 1972.21 с.

46. Костяев В.Я. Влияние фенола на гидрохимический режим, фитопланктон и фитообрастания в искусственных водоемах. В сб.: Влияние фенола на гидробионтов. Л.: Наука. 1973. С.119-151.

47. Костяев В.Я. Биологические факторы разрушения фенола. Антропогенные факторы в жизни водоемов. Л.: Наука. 1975. С. 85-88.

48. Котелевцев С.В. Функциональный отклик ммембранных структур клеток животных на воздействие антропогенных факторов окружающей среды. Дис. докт.биол.наук. М. 1997.77 с.

49. Котелевцев С.В., Степанова Л.И., Козлов Ю.П. Эколого-токсикологический контроль за состоянием окружающей среды методами физико-химической биологии//Биол. науки. 1986. N 1. С. 19-30.

50. Красновский А.А., Михайлова Е.С. Восстановление цитохрома с в присутствии хинонов; действие света//Докл. АНСССР. 1973.Т.212. N 1. С. 237-239.

51. Криульков В.А., Семенихина Г.Д., Каплин В.Т. Распад водорастворимого сульфатного лигнина под воздействием ультрафиолетовых лучей//Гидрохимические материалы. 1969. N 52. С. 92-97.

52. Культивировние коллекционных штаммов водорослей. Ред.Б.В.Громов. Л.: ЛГУ. 1983.150 с.

53. Лейте В. Определение органических загрязнений питьевых, природных и сточных вод. М.: Химия. 1975.199с.

54. Лукина Г.А. Действие фенола на фотосинтез и дыхание хлореллы. В сб.:Физиология водных организмов и их роль в круговороте органического вещества//Тр. Ин-та биол. внутр.вод. АН СССР. Л.: Наука. 1969. В.19(22). С. 114-118.

55. Лукина Г.А. Детоксицирующая активность хлореллы//Инф.бюлл. Ин-та биол.внутр.вод. 1972. N 13. С. 12-15.

56. Лукина Г.А. Действие малых доз фенола на фотосинтез хлореллы. В сб.: Влияние фенола на гидробионтов. Л.: Наука. 1973. С.114-118.

57. Лукина Г.А. Действие фенола на хлореллу при различных условиях культивирования. В кн.: Антропогенные факторы в жизни водоемов. Л.: Наука. 1975. С.88-97.

58. Лядский В.В., Горбунов М.Ю., Венедиктов П.С. Импульсный флуориметр для исследования первичных реакций фотосинтеза у зеленых растений//Научн. докл. высшей школы. Биол. науки. 1987. N 12. С.96-102.

59. Максимов В.Н. Многофакторный эксперимент в биологии.М.:Изд-во МГУ. 1980.279 с.

60. Максимова З.А. Сравнительная характеристика некоторых микробиологических процессов, протекающих в различных участках литоральной зоны Южного Байкала/ЛТродуктивность Байкала и антропогенные изменения его природы. Иркутск. 1974. С.230-244.

61. Маторин Д.Н. Воздействие природных факторов среды и антропогенных загрязнений на первичные процессы фотосинтеза микроводорослей//Автореф. дис.докт.биол.наук. М.: МГУ. 1993.45 с.

62. Маторин Д.Н., Венедиктов П.С., Рубин А.Б. Замедленная флуоресценция и ее использование для оценки состояния растительногоорганизма//Изв. АН СССР. 1985. Сер. биол. N 4. С. 508-520.

63. Маторин Д.Н., Венедиктов П.С. Люминесценция хлорофилла в культурах микроводорослей и природных популяциях фитопланктона//Итоги науки и техн. Биофизика. 1990. Т. 40. С. 49-100.

64. Маторин Д.Н., Венедиктов П.С. Новые методы зондирования океана. Биология океана. М.: Наука. 1988. С. 101-105.

65. Маторин Д.Н., Вавилин Д.В., Попов И.В., Венедиктов П.С. Метод биотестирования природных вод с пприменением регистрации замедленной флуоресценции микроводорослей. Методы биотестирования качества водной среды. М. Изд-во МГУ. 1989. С. 10-20.

66. Маторин Д.Н., Венедиктов П.С. Люминисценция хлорофилла в культурах микроводорослей и природных популяциях фитопланктона//Итоги науки и техники. Сер. Биофизика. 1990. Т. 40. С. 49-100.

67. Медведев А.И., Юкова Г.С. В кн.: Тез.докл.секции радиац. биохимии 2-го Всесоюзн. биохим. съезда.Ташкент. 1969. С.93.

68. Мельников Н.Н., Волков А.И., Короткое О.А. Пестициды и окружающая среда. М.: Химия. 1977. 240с.

69. Месхи А.Б. Некоторые особенности взаимосвязи строения и биологической активности фенольных соединений в культуре растительных тканей. Автореф. дис. канд.биол.наук. Тбилиси. Тбилис. ун-т. 1971.27с.

70. Мониторинг состояния озера Байкал. Л.: Гидрометеоиздат.1991. С. 36-38.

71. Мур Дж. В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. М.: Мир. 1987.287 с.

72. Никаноров A.M., Жулидов А.В. Биомониторинг металлов в пресноводных экосистемах. Л.: Гидрометеоиздат. 1991. 312 с.

73. Новиков К.Н. Роль активных форм кислорода в биологических системах при воздействии факторов окружающей среды//Автореф. дис. докт. биол. наук. М. МГУ. 2004. 45 с.

74. Павлов Б.К. Байкал объект, составляющий основу национального богатства страны/ЛТроблемы экологии. Т.2.1995.Новосибирск : Наука. С. 6-10.

75. Патин С.А. Влияние загрязнения на биологические ресурсы и продуктивность Мирового океана. М.: Пищевая пром-сть.1979. 304 с.

76. Первис Р. Микроэлектродные методы внутриклеточной регистрации и ионофореза. М.: Мир. 1983.208с.

77. Петраускас В. Харовые водоросли и их использование в исследованиях биологических процессов клетки. 1073. Вильнюс: Пергале. С. 382-393.

78. Пименова М.Н., Жданникова Е.Н., Максимова И.Н. Определение живых и мертвых клеток в культуре протококковых водорослей//Микробиология. 1965. Т. 34. N 6. С. 1080-1085.

79. Плеханов С.Е. Первичные функциональные реакции зеленых пресноводных водорослей на химическое загрязнение. Автореф. дис. докт. биол. наук. М. МГУ. 1999. 48 с.

80. Плеханов С.Е., Братковская Л.Б., Светлова Е.Н., Элиас В.В. Физиологические реакции харовых водорослей на компоненты сточных вод (микроэлементы, сульфаты, фенолы) сульфат-целлюлозного производства//Рук. Деп. в ВИНИТИ 27.03.1997 г. № 982-В97. 32 с.

81. Плохинский Н.А. Алгоритмы биометрии. Ред. Б.В.Гнеденко. М.: МГУ. 1980.150с.

82. Роговская Ц.И. Интенсификация процессов биохимической очистки промышленных сточных вод. В кн.: Теория и практика биологического самоочищения загрязненных вод. М. 1972. С. 105-112.

83. Ротмистров М.Н., Гвоздяк П.И., Ставская С.С. Микробиология очистки воды. Киев: Наук, думка. 1978. 267с.

84. Рубин Б.А., Ладыгина М.Е. Физиология и биохимия дыхания растений. М.: МГУ. 1974.511 с.

85. Рудзрога А.И., Зуте С.О. Бактерии активного ила и их взаимоотношения с водорослями в процессах очищения сточных вод целлюлозно-бумажного производства. В кн.: Теория и практика биологического самоочищения загрязненных вод. М. 1972. С.56-58.

86. Рыбальский К.Г., Малярова М.А., Горбатовский В.В., Рыбальская В.Ф.,Красюкова Т.В., Левин С.В. Экология и безопасность.М.: ВНИИПИ. 1993. 320с.

87. Рухадзе Ш.М. Метаболизм n-бензохинона и хинон-белковое взаимодействие в растениях//Автореф.дис.канд. биол. наук. Тбилиси. 1974.29 с.

88. Саут Р., Уиттник А. Основы альгологии. М.: Мир. 1990. 595с.

89. Сиренко Л.А., Козицкая В.Н. Биологически активные вещества водорослей и качество воды. Киев: Наукова думка. 1988.256с.

90. Стом Д.И. Фитотоксичность и механизм детоксикации фенолов водными растениями//Автореф. дис. док.биол.наук. Киев: Ин-т гидробиологии АН УССР. 1982. 48с.

91. Стом Д.И. О токсичности и детоксикации фенольных соединений гидрофитами. Исследование природных ресурсов озера Байкал и ангарских водохранилищ. Иркутск: ИГУ. 1984. С. 142-150.

92. Стом Д.И., Апарцин М.С., Бобовская Л.П., Иванова Г.Г. Локализация о-дифенолоксидазной активности в клетках Nitella spV/Физиол. растений. 1975. Т.22. В.2. С.227-230.

93. Стом Д.И., Бейм A.M. Действие фенолов на некоторые виды водорослей//Гидробиол.ж. 1976. Т.12. N 6. С.53-57.

94. Стом Д.И., Балаян А.Э., Шахова Г.В. Комбинированное действие полифенолов и тиолов на гидрофиты//Гидробиол. ж. 1988. Т.24. N 1. С. 49-52.

95. Стом Д.И., Гурман В.И., Константинов Г.Н., Кашина Н.Ф., Зилова Е.А. Некоторые перспективы оценки влияния продуктов техногенеза на экосистему оз. Байкал.//Геохимия техногенных процессов.М.: Наука. 1990. С. 117-123.

96. Струбицкий И.В. Регуляция фенольными соединениями и ферредоксин: тиоредоксиновой системой энергетического обмена Microcystis aeruginosa Kutz. emend. Elenk.: Автореф. дис. канд. биол.наук. Киев. 1986. 20 с.

97. Таутс М.И. Фенольные соединения культуральной среды бактериально чистой культуры СЫоге11а//Физиол.раст. 1978. Т. 25. N 2. С. 401-404.

98. Таутс М.И. Фенольные соединения бактериально чистой культуры хлореллы и некоторая их характеристика//Физиол. раст. 1983. Т. 30.N 2. С. 332-340.

99. Тимофеева С.С., Кашина Н.Ф. О поглощении и метаболизме экзогенных фенольных соединений харовыми водорослями Nitella sp.//Te3. докл. 1У Всес. симп. по фенольным соединениям. Ташкент. 1982. С.102-103.

100. Трухин Н.В., Скородумова Н.Г. Влияние кратковременного воздействия фенола в больших дозах на характер биосинтетических процессов у хлореллы//Биология внутр. вод: Информ. бюл. 1970. N 7. С. 25-28.

101. Фёдоров В.Д. О методах изучения фитопланктона и его активности. М.: МГУ. 1979.168 с.

102. Фёдоров В.Д. К стартегии экологического прогноза//Научн.докл. высш. школы. Биол. науки. 1982. N 7. С. 5-20.

103. Фёдоров В.Д Изменения в природных биологических системах.2004. М. РАГС.366 с.

104. Федтке К. Биохимия и физиология действия гербицидов. М.: Агропромиздат. 1985.223 с.

105. Филенко О.Ф. Водная токсикология. М.: МГУ. 1988.154 с.

106. Филенко О.Ф. Некоторые универсальные закономерности действия химических агентов на водные организмы//Автореф. дис. докт.биол.наук. М.: МГУ. 1990.46 с.

107. Флеров Б.А. Экспериментальное исследование фенольного отравления у рыб. В кн.: Влияние фенола на гидробионтов. Л.: 1973. С. 5-38.

108. Худяков В.И. Пространственное распределение и состояние планктона озера Байкал в районе действия сточных вод целлюлозо-бумажного комбината//Автореф. дис. канд. биол. наук. 2004. М. МГУ. 24 с.

109. Цоглин Л.Н., Владимиров М.Г. Влияние особенностей жизненного цикла клетки на рост популяции микроводорослей//Физиол. раст. 1973. Т. 20. В. 5. С. 960-966.

110. Чебаненко Б.Б. Влияние дальнего и ближнего переноса промышленных выбросов на загрязнение оз.Байкал//География и природные ресурсы. 1988. N 4. С.79-83.

111. Черноусое Ю.И. Изучение фенолов сточных вод сульфатцеллюлозного производства//Автореф. дис. канд. хим. наук. Л. 1972. 23 с.

112. Шталь Э. Хроматография в тонких слоях. М.: Мир. 1965.353 с. Эмануэль Н.М. Физико-химические основы применения фенольных соединений в химии и биологии//Фенольные соединения и их биологические функции. М.: Наука. 1968. С. 311-331.

113. Юрин В.М., Сафронова Н.И. Комбинированное действие химических соединений на биоэлектрическую реакцию клеток Ше11а//Гидробиол. ж. 1981. Т. 17. N 3. С. 100-107.

114. Юрин В.М., Бобров В.А., Коренец Л.А., Плакс А.В., Стом Д.И. Действие фенольных соединений на электрофизиологические свойства плазмалеммы и тонопласта клеток Nitella ПехШ8//Физиол. раст. 1979. Т. 26. Вып. 4. С. 703-710.

115. Юрин В.М., Соколик А.И., Кудряшов А.П. Регуляция ионного транспорта через мембраны растительных клеток. Минск: Наука и техника. 1991. 271 с.

116. Abramovitz A.S., Massey V. Interaction of phenoles with old yellow enzyme//J. Biol. Chem. 1976. V. 251. N 17. P.5327-5336.

117. Anderson J.M. Cytochrome 4 : Dynamic molecular organization, function and acclimation. Photosynth. Res. 1992. V. 34. P. 341-357.

118. Aunaas Т., Zachariassen K.E. Physiological Biomarkers and the Trondheim Biomonitoring System//Biomonitoring of Coastal Waters and Estuaries. Ed. Kramer K.Y.M. Boca Raton: CRC Press. 1994. p. 107-133.

119. Bennett J. Protein phosphorylation in green plant chloroplasts//Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. 1991. V. 42. P. 281-311.

120. Chitnis P.R., Thornber J.P. The major light-harvesting complex of photosystem II; aspects of its molecular and cell biology//Photlsynth. Res. 1988. V. 16. P. 41-63.

121. Clayton R.K. Characteristics of prompt and delayed fluorescence from spinach chloroplasts//Biophys.J. 1969.V. 9. P.60-77.

122. Demmig В., Bjorkman O. Comparison of the effect ofexcessive light on chlorophyll fluorescence (77 K) and photon yield of О 42 O2 evolution in leaves of higher plants//Planta. 1987.V.171. N.2. P.171-184.

123. Falkowski P.G., Kiefer A. Chlorophyll a fluorescence in phytoplankton: relationship to photosynthesis and biomass//J.Plankton Res. 1985. V. 7. N 5. P. 715-731.

124. Fork D.C., Herbert S.K. Electron transport and photophospholation by photosystem I in vivo in plants and cyanobacteria//Photosynth. Res. 1993. V. 36. P. 149-168.

125. Friedman A.L., Alberte R.S. A diatom light-harvesting comole. Purification and characterization//Plant. Physiol. 1984.V. 76 (2). P. 483-489.

126. Gall R.J., Thompson F.H. The enti-pollution sequience a new route to reduced pollutants in bleach plant effluent. Tappi.1973. V.56. N11. P.72-76.

127. Gachter R., Untersuchungen uber die beeinflussung der planktischen photosynthese durch anorganische metallsalze im eutrophen alpanachersee und der mesotrophen horwer butcht//Schweizerische Zeitschrift fur Hydrobiologie. 1976. V. 35. P. 252-261.

128. Govindjee O.D., Amesz J., Fock D. Light emission by plants and bacter. //Orlando. Acad. Press. 1986. 650 p.

129. Hammar В., Rydholm S. Measures taken against water pollution in the kraft pulp and paper industry//Pure appl. chemistry. 1972. V.29. N 1-3. P. 263-280.

130. Hanstein W.G. Uncoupling of oxidative phosphorylation// Biochem. Biophys. Acta. 1976. V. 456. N 129. P. 128-148.

131. Hellebust J.A. Extracellular Products//Algae Physiol. And Biochem. Ed. W.D.P. Stewart. Botanic Monographs. Oxford:Blackwell Sci. Publ., 1974. V.10. 838-863.

132. Holt J.S., Powles S.B., Holtum J.A.M. Mechanisms and agronomic aspects of herbicide resistance//Annu. Rev. Plant. Physiol.Plant Mol. Biol. 1993. V. 44 P. 203-229.

133. Hoist R.W., Yopp J.H. An algal polyphenol oxidase characterization of the o-diphenol-oxidase from the charophyte Nitella mirabilis//Phycologia. 1976. V. 15. N 2. P. 119-124.

134. Janicke W., Bringmann G., Kuhn R. Wassertoxikologische Untersuchunger der Schadwirkung nichtionogener Tenside vom Тур der Polyglykoladdukte //Gesungh, Ingr., 1969. Bd. 90. H.5. S.133-138.

135. Kleczkowski L. Inhibitirs of photosynthetic enzymes/carriers and metabolism//Ann. Rev. Physiol. Plant. Mol. Biol. 1994. V. 45. P. 339-367.

136. Klimov V.V. Allakhverdiev S.I., Shuvalov V.A., Krasnovsky A.A. Effect of extraction and re-addition of manganese on light reactions of photosystem-II preparations//FEBS Lett. 1982. V. 148. P. 307-312.

137. Klimov V.V., Klevanik A.V., Shuvalov V.A., Krasnovsky A.A. Reduction of pheophytin in the primary light reaction of photosystem II//FEBS Lett. 1977. V. 82. P. 183-186.

138. Krall J.P. and Edwards G.E. Relationship between photosystem 11 activity and CO2 fixation in leaves//Physiol. Plantarum. 86.1992. Copenhagen. P. 180-187.

139. Kramer H.J.M., Westerhuis W.H.J., Amesz J. Low temperature spectroscopy of intact alqae//Physiol. Ved. 1985. V. 23. P. 535-543.

140. Malkin S. Delayed Luminescence//Primary Process of Photosyntesis Amsterdam: Elsevier/North-Holland Publishers. 1977. P. 351-431.

141. Malkin S., Siderer Y. The Effect of Salt Concentration on the Fluorescence Parameters of Isolated ChIoroplast//Biochim.Biophis. Acta. 1974. V. 368. N 3. P. 422-431.

142. Mayer A.M., Harel E. Polyphenol exidases in plants//Phytochemistry. 1979. V. 18. P. 193-215.

143. Meinck F. Das Abwasser Problem der Zellstoff und Papierindustrie in den Vereinigten Staten//Papier. 1970. V. 24. N 9. P. 589-591.

144. Moreland D.E. Mechanisms of action of herbicides//Ann. Rev. Plant Phisiol. 1980. V.31. P.597-638.

145. Moreland D.E. & Hilton J.L. Actions on photosynthetic systems. In: Herbicides.V.l. Ed.by LJ.Audus.Academic Press. N.York. 1976. P.493-523.

146. Oettmeier W., Reimer S., Link K. Quantitative structure activity relationship of substituted benzoquinones as inhibitors of photosynthetic electron transport. Z. Naturforsch. 1978. 33. P. 695-703.

147. Oettmeier, W., Masson K. Synthesis and thylakoid membrane binding of the radioactively labeled herbicide dinoseb//Pestic. Biochem. Physiol. 1980. 14, P.86-97.

148. Oquist G., Hardstrom A., Aim P., Samuelson G., Richardson K. Chlorophyll a fluorescence as an alternative method for estimating primary production//Mar. Biol. 1982. V. 68. N 1. P. 71-75.

149. Pedersen M., Da Silva E.J. Simple brominated phenols in tne blue-green alga Calothrix brevissima West//Planta. 1973.115. N 1. P. 83-86.

150. Pfister K., Lichtenthaler H.K., Burger G., Musso H., Zahn M. The inhibition of photosynthetic light reactions by halogenated naphthoquinones/^. Naturforsch. 1981. C. 36. P. 645-655.

151. Pfister K., Schreiber U. Comparison of diuron- and phenol-type inhibitors: additional inhibitory action at the photosystem 11 donor site// Z. Naturforsch. C. 39.1984. N 5. P. 389-392.

152. Phillips J., Huppatz. Cyanoacrylate inhibitors of photosynthetic electron transport. Nature of the interaction with the receptor site//Z. Naturforsch. 1984. C. 39. P. 335-337.

153. Rai L.C., Gaur J.P., Kumar H.D. Protective effects of certain environmental factors of the toxicity of zinc, mercury, and methylmercury to Chlorella vulgaris//Environmental research. 1981. V. 25. N2. P. 250-259.

154. Rzewuska E., Wernikowska-Ukledja E. Research on the influence of heavy metals on the development of Scenedesmus quadricauda (Turp) Brev//Arch. Hydrobiol. 1974. V. 21. P. 109117.

155. Samuelson G., Oquist G.A. A method for studying photosynthetic capacities of unicellular algae based on in vivo chlorophyll fluorescence//Physiol.Plant. 1977. V. 40. P.315-319.

156. Samuelson G., Oquist G. Effects of copper chloride on photosynthetic electron transport and chlorophyll-protein complexes of Spinacia oleracia// Plant Cell Physiol. 1980. V. 21. P 445-'454.

157. Sandmann, G., Borger, P. Sites of herbicide inhibition at the photosyntetic apparatus//Encyclopedia of plant physiology, N.S., Photosynthesis III. Ed. L.A.Staehelin ,C.J.Amtzen. 1986. Berlin. Springer-Verlag. P.595-602.

158. Schultz A., Wengenmayer F., Goodman HM. Genetic engineering of herbicide resistance in higher plants//CRC Crit.Rev.Plant Sci. 1990.9. P. 1-15.

159. Stangenberg M. Toxic effects of Microcystis aeruginosa Kg. extracts on Daphnia longispina O.F. Muller and Eucypris virens Jurine // Hydrobiologia. 1968. 32. N 1/2. P.81-97.

160. Stom D.J. Use of thin layer and para-quinones formed in the course of phenol oxidation//Acta hydrochim. hydrobiol. 1975. Bd. 3. H.l. S. 39-45.

161. Thiel, A., Boger, P. Binding of ioxynil to photosynthetic membranes//Pestic.Biochem.Physiol. 1986. 25. P. 270-278.

162. Tischer, W., Strotmann, H. Relationship between inhibitor binding and inhibition of photosynthetic electron transport//Biochim.Biophys.Acta,1977.460. P.l 13-125.

163. Trebst A., Draber W. Inhibitors of photosystem II and the topology of the herbicide and Qb binding polypeptide in the thy tilakoid membrane//Photosynthesis Res. 1986. V. 10. P. 381392.

164. Van Rensen J.J.S. Molecular mechanisms of herbicide action near photosystem Ш/Physiol. Plant. 1982. V. 54. P. 515-521.

165. Van Rensen J.J.S. Herbicides interacting with photosystem 11. In: Herbicides and plant metabolism. 1989. Cambridge Univer.Press. P.21-36.

166. Van Rensen J.J.S., Hobe, J.H. Mechanism of action of the herbicide 4,6-dinitro-o-cresol in photosynthesis//Z.Naturforsch., 1979, 34c, P.1021-1023.

167. Vasil'ev I.R., Matorin D.N., Lyadsky V.V., Venediktov P.S. Multiple action sites for photosystem II herbicides as revealed by delaed fluorescence//Photosynth. Res. 1988. V. 15. N 1. P. 33-39.

168. Vermaas W. Molecular-biological approaches to analyze photosystem II structure and function//Annu. Rev. Plant physiol. Plant Mol. Biol. 1993. V. 44. P. 457-481.

169. Vincent W.F. Mechanism of rapid photosynthetic adaptation in natural phytoplankton communities. Redistribution of excitation energy between photosystems 1 and 11//J. Phycol.1979. V. 15. N 4. P. 429-434.

170. Werner D., Pawlitz H. Differential elimination of phenol by diatoms and other unicellular algae from low concentrations//Bull. Environm. Contam. Toxicol. 1978. V.20. P. 303-312.

171. Wilhelm C. The biochemistry and physiology of light-harvesting processes in chlorophyll b and chlorophyll с containing algae//Plant. Physiol. Biochem. 1990. V. 28 (2). P. 293-306.

172. Witt H.T. Functional mechanism of water splitting system of photosynthesis//Photosynth. Res. 1991. V. 29. P. 55-77.

173. Wong P.T.S., Chau Y.K., Luxon P.L. Toxicity of a mixture of metals on freshwater algae//J.Fish. Res. Board Can. 1978. V.35. N4. P.479-481.

Информация о работе

Элиас, Виктория Валентиновна
кандидата биологических наук
Москва, 2005
ВАК 03.00.18

Диссертация

Исследование физиологических реакций харовых и хлорококковых водорослей на фенолы сточных вод - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы