Микроводоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов

Пиментел Флорес Хосе Луис

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Микроводоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов
ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "Микроводоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов"

на правах рукописи

Пильментел Флорес Хосе Луис

МИКРОВОДОРОСЛИ КАК ОБЪЕКТ БИОМОНИТОРИНГА В УСЛОВИЯХ АНТРОПОГЕННОГО СТРЕССА ПРИ ДЕЙСТВИИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ

03.00.16 - экология 03.00.18 - гидробиология

Автореферат диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Москва - 2004

Работа выполнена на кафедре системной экологии экологического факультета Российского университета дружбы народов Минобрнауки РФ

Научный руководители: доктор биологических наук, профессор Ю.П. Козлов доктор биологических наук, ст. н. с. СЕ. Плеханов

Официальные оппоненты:

Ведущее учреждение - Всероссийский научно-исследовательский институт пресноводного рыбного хозяйства

Защита состоится "23 декабря" 2004 г. в 14 ч 00 мин. на заседании диссертационного совета Д 212.203.17 при Российском университете дружбы народов по адресу: 113093, ГСП, г. Москва, Подольское ш., 8/5, экологический факультет РУДН

С диссертацией можно ознакомиться в научной библиотеке Российского университета дружбы народов 117198, ГСП, г. Москва, ул. Миклухо-Маклая, 6

Автореферат разослан " 23 ноября" 2004 г. Ученый секретарь диссертационного совета

доктор биологических наук, профессор ' Н.А. Черных

доктор биологических наук доктор биологических наук

В.М. Гукасов Ю.Ф. Перов

Общая характеристика работы

Актуальность темы. В настоящее время при оценке экологических последствий антропогенного загрязнения водных экосистем, в том числе, тяжелыми металлами (ТМ) получила признание концепция использования организмов-биомаркеров. Реакция биомаркеров (их отклик на действие токсикантов) является важным показателем при установлении связи между действием токсиканта и экологическими эффектами как на уровне отдельных организмов, так и на уровне популяций. Биомаркеры дают ценную информацию не только о действии самого загрязнителя, но и его метаболитов (Капков, 2003). Взаимодействия токсикантов в среде и организме синергетического или антагонистического характера, интегрируются в ответных реакциях биомаркеров. Биомаркеры, отражая кумулятивный эффект действия загрязняющих веществ, могут широко использоваться при исследовании состояния водных экосистем, подверженных антропогенному загрязнению. Среди глобальных загрязнителей особую опасность представляют ТМ со множественными путями их поступления в гидросферу. Циркулируя в биосфере, ТМ в итоге аккумулируются в гидробионтах, в том числе на уровне фотосинтезирующих организмов первого звена трофической цепи, которые являются основой функционирования водных экосистем, что приводит к нарушениям в первичном продуцировании органического вещества (Rai et al., 1981; Максимов, 1983; Маторин, 1993). В связи с этим, ответные реакции водорослей на действие антропогенных факторов являются важнейшими и, вследствие этого, изменения их структурно-функциональных характеристик могут служить репрезентативными показателями изменений или нарушений качества водной среды как среды обитания. На этом и основано использование многих параметров состояния сообщества микроводорослей для целей биологического мониторинга. Способность водорослей аккумулировать ТМ указывает на возможность их использования для биотестирования, мониторинга, прогноза уровня загрязнения, а также определения их роли в процессах самоочищения. Кроме того, микроводоросли могут служить биомаркерами (или биоиндикаторами) долговременных токсических воздействий и их отклики, регистрируемые в эксперименте, позволяют принимать превентивные меры до наступления необратимых изменений в водных экосистемах.

Цель и задачи исследования. Основная цель заключалась в изучении откликов

микроводорослей как биомониторов на действие ряда ТМ и некоторых сточных вод по

ростовым и функциональным показателям, отражающим общее физиологическое

состояние водорослей и эффективность функционир )вЦАСй фАШМММ'М&Мга аппарата

библиотека ]

В связи с этим были поставлены следующие задачи:

о» тГ

- изучить в лабораторных условиях реакции микроводорослей ( рост, активность фотосинтетического аппарата) на раздельное действие ТМ,

- исследовать комбинированное действие ТМ на функциональное состояние клеток культуры микроводорослей в длительных экспериментах;

- определить ряд токсичности ТМ по быстрой флуоресценции хлорофилла клеток зеленых микроводорослей;

- оценить токсичность ТМ и многокомпонентных сточных вод по отдельным параметрам замедленной флуоресценции хлорофилла культур зеленых микроводорослей;

- провести предварительное определение изменений соотношения автотрофных и гетеротрофных процессов в клетках водорослей при действии сточных вод и ТМ по спектрам флуоресценции

Научная новизна. Впервые осуществлен комплексный анализ состояния зеленых микроводорослей с использованием количественных характеристик прироста биомассы и флуоресцентных методов анализа функционального состояния фотосинтетического аппарата клеток, в частности фотосистемы 2 в условиях действия ТМ и сточных вод.

Практическая значимость. Полученные результаты могут быть использованы при анализе функциональных характеристик при экспресс-диагностике состояния популяций водорослей для оценки антропогенного воздействия и составления прогноза продукционных свойств водных экосистем. Разработанные подходы и использованные методы могут найти применение при обосновании и коррекции ПДК для ТМ. Результаты работы могут быть также использованы в учебном курсе «Методы экологического мониторинга» для студентов-экологов РУДН и других высших учебных заведений эколого-биологического профиля.

Апробация работы. Результаты работы были представлены и обсуждены на научном семинаре кафедры системной экологии экологического факультета РУДН (Москва, 2003); на Всероссийской научно-практической конференции "Актуальные проблемы экологии и природопользования" (Москва, 2004); на конференции "Экология на рубеже веков" (Москва, РУДН, 2004); на Всероссийской научной конференции с международным участием " Водные экосистемы и организмы-6" (Москва, МГУ им. М.В. Ломоносова, 2004)

повреждения клеток и связанных с процессами поглощения и накопления ТМ и иных загрязняющих веществ. Функциональные повреждения являются основой нарушения процессов роста, снижения продуктивности и ухудшения качества водной среды как среды обитания.

Публикации. По материалам диссертации опубликованы 4 научные работы.

Структура и объем работы. Диссертационная работа содержит введение, обзор литературы, материалы и методы исследования, три экспериментальных главы, выводы и список литературы. Работа изложена на 122 страницах машинописного текста, содержит 12 таблиц и 34 рисунка, список литературы - 135 наименований.

Объекты и методы исследования. Объектами токсикологических исследований служили культуры одноклеточных зеленых водорослей Chlorella vulgaris и Chlorella pyrenoidosa из коллекции каф. микробиологии МГУ им. М.В. Ломоносова. В качестве токсикантов использовали соли ТМ - кадмия (Cd), цинка (Zn), меди (Си), свинца (РЬ), никеля ( Ni), кобальта (Со), железа (Fe), а также сточные воды, поступающие на Курьяновскую станцию аэрации. Расчет концентрации тяжелых металлов производили по катионам.

Выбор культур Chlorella обусловлен тем, что данная водоросль быстро размножается, легко культивируется на питательных средах, широко распространена в природе и достаточно хорошо изучена. В работе использовали минеральную среду Тамия (Tamija, 1963). Питательную среду готовили на дистиллированной воде. Перед внесением водорослей приготовленную 100%-ную среду разбавляли в два раза дистиллированной водой. Выращивание культуры водоросли осуществляли в специально разработанном для этих целей культиваторе КВ-04 (Григорьев, 1999). В этом приборе предусмотрено выращивание водорослей в трех многореакторных культиваторах "Фитотестер 03", каждый из которых представляет собой плоский прямоугольный блок разъемной конструкции, внутри которого расположена круглая кассета для установки в нее флаконов (реакторов) с суспензиями водорослей. Кассета приводится во вращение электродвигателем, что обеспечивает равномерное перемешивание содержимого всех реакторов и снабжения культуры водоросли углекислым газом, содержащимся в окружающей среде. Облучение всех проб водоросли осуществляется лампой накаливания 40 Вт, расположенной внутри корпуса культиватора, рядом с кассетой. Температура культивирования 34°С. Засев водоросли производили с начальной плотностью 0.10-0.15 единиц оптической плотности (D), которую измеряли с прибора ИПТ-02 со светофильтром КС-15. Расчет производили по формуле: D = lg 1(Л, где Ь - интенсивность

светового потока, прошедшего через эталонную кювету с дистиллированной водой; It -интенсивность светового потока, прошедшего через кювету с суспензией водоросли.

Токсическое действие ТМ также оценивали методами измерения интенсивности быстрой флуоресценции хлорофилла (Фл), оценивая амплитуду максимума в области излучения хлорофилла "а" на спектрофлуориметре "Spectrofluorometer model 430" (США). Параметры быстрой флуоресценции хлорофилла суспензии клеток водоросли измеряли с помощью импульсного флуориметра (Чемерис и др., 1991). Водоросль адаптировали в темноте в течение 5 мин, затем измеряли интенсивность начальной (Fo) флуоресценции при действии импульсного зондирующего света. После этого в ячейку добавляли диурон в конечной концентрации 10 мкМ и при действующем свете измеряли

интенсивность флуоресценции на уровне Fm (при восстановленном Q^ - первичном хинонном акцепторе ФС 2). Относительный выход переменной флуоресценции, который характеризует эффективность восстановления QA В ФС 2 и следовательно, активность ФС 2 рассчитывали как Fv/Fm , где Fv = Fm — Fo. в относительных единицах (Malkin, Siderer, 1974). Скорость выделения кислорода (СВК) суспензией клеток определяли полярографически электродом закрытого типа. Определение Fv/Fm и СВК проводили с культурой С. pyrenoidosa, в остальных экспериментах использовали культуру С. vulgaris. Замедленную флуоресценцию хлорофилла измеряли с помощью фосфороскопа Баккиреля по амплитуде индукционного максимума в относительных единицах. Интенсивность возбуждающего света 50 Вт/м2 (Веселовский, 1990; Маренков, 1999). Соотношение автотрофной и гетеротрофной составляющей культуры водоросли оценивали по спектрам флуоресценции (Карнаухов, 1988): определяли безразмерный параметр w, (w = I720 / 1б8о), безразмерный параметра (отношение интенсивностей флуоресценции хлорофилла в области 680 нм к флуоресценции окисленных флавопротеидов в области 535 нм и восстановленным пиридиннуклеотидов в области 470 нм митохондрий Параметры служили интегральными показателями физиологического состояния при токсическом действии ТМ и сточных вод.

Опыты проводили не менее, чем в 3-х повторностях. Обработку и анализ полученных результатов проводили с применением стантартных статистических методов, дисперсионного и регрессионного анализа (Плохинский, 1978; Лакин, 1990) и пробит анализа (Беленький, 1963).

Результаты и обсуждение.

1. Исследование влияния ТМ на рост водорослей в лабораторных условиях.

В эксперименте мы использовали одноклеточную зелёную водоросль Chorella vulgaris. Эта водоросль быстро размножается и легко культивируется (выращивается) на искусственных питательных средах. Хорошо изучена учёными и часто используется как тест-культура, потому что её клетки обладают хорошей продуктивностью и сохраняют свои свойства при хранении в течение ряда лет. После начала культивирования хлореллы (термофильный штами из коллекции МГУ) через 20 сутки культура проходила все фазы кривой роста. Микроводоросли Chlorella vulgaris проявила высокую чувствительность к интенсивиности света (80-20 Вт/м2) Рост культуры сопровождается изменением как активных, так и пассивных транспортных процессов через мембрану клеток, причем в определенные сутки культивирования активный перенос ионов преобладает над поссивной проницаимостью. Так происходит на 5-7 сутки, тогда как на 10-12 сутки уровень функционирования активных транспортных процессов минимален; так что свидетельствует о максимуме числа жизнеспособных клеток в культуре на 5-7 сут, что подтверждается максимальными значениями в эти сроки коэффицента поляризации -жизнеспособности- (Чалаева, 2004). С 12 суток - начало фазы отмирания, когда все функциональные параметры снижаются, в том числе скорость роста и активность фотосинтеза.

В результате исследований обнаружена высокая чувстовительность водоросли Chlorella vulgaris к воздействию ионов ТМ - Си, Zn, Cd, Pb, Ni и Fe, в различимых концентрацях при раздельном и совместном присутствии, связанной, судя по данным литературы с процессами поглощения их клетками зелёных микроводорослей (Горюнова и др., 1984; 1990). Воздействие ТМ показало их влияние на рост численности клеток в условияк острых и длительных экспериментов (рис. 1,2).

Известно, что исследуемые нами ТМ приводят к различным по величине токсическим эффектам в зависимости от контролируемого физиологического или биохимического параметра (Rai et al., 1981. В связи с этим затрудняется подбор концентраций ТМ для проведения исследований по разделёному и комбинированному действию и обычно следуют принципу равного ингибирующего действия по какому-либо параметру или принципу использования равных концентраций.

Влияние ТМ - Cd, Zn, Ni, Pb на рост численности клеток Chlorella vulgaris представлено на рис 1, 2. ТМ при их раздельном и совместном присутствии вызывали снижение роста численности водорослей и нарушения в характере кривой роста. Наиболее

значительне эффекты относительно контроля наблюдали при действии повышенных концентраций ионов Cd,

Высокая чувствительность водоросли Chlorella vulgaris и содежанию ТМ в средах наблюдали в начале опыта - первые 27 час. и затем ингибирование роста клеток продолжалось. В первые 27 час, очевидно, воздействие ионов Cd и других ТМ было связано с быстрым поглощением ионов клетками. В дальнейшем, в период с 27 до 75 час. продолжение подавления роста, видимо связано с воздействием поглощенного Zn, Ni, Cd и других ТМ на внутриклеточные структуры и, в связи с этим, на метаболизм клеток, что приводило к подавлению роста численности клеток водоросли. В период 75 ч до 99 ч токсичность для водорослей проявляли концентрации Cd 0.1 мг/л, 1 мг/л.

Возможно, после первичного накопления ионов ТМ клетками, их последующей потери, происходят процессы вторичного накоплении ТМ, не связанные с адаптационными процессами, а обусловленные нарушениями избирательной проницаемости клеток из-за низкого уровня метаболизма. Известно, что поглощение ТМ -сложный процесс, который определяется сорбцей на поверхности клеток, метаболически обусловленным поглощением и пассивной диффузий, в зависимости от природы металла, его концентрации и физиологического состояния водорослей (Rai et al, 1981).

У Chlorella vulgaris на кривых роста были выделены 3 условных участка: 1-1-27 час., когда происходит адаптация клеток; II - 27-57 часов, вторичное продолжение роста; III - 75-99 часов - фаза ускорение роста. На I участке было 3 момента времени проведения измерений; на П участке 10 моментов времени проведения измерений; на Ш участке 9 моментов времени проведения измерений. Анализ методом наименьших квадратов показал, что на I участке кривой роста С. vulgaris раздельные добавки ТМ - Cd, Zn, Pb, Fe, во всех использованных концентрациях подавляли жизнедеятельность клеток.. Ионы Си наиболее токсичны в первые сутки. Ионы Zn и Fe оказались наименее токсичны. При содежании в среде смеси ТМ - Си, Pb, Ni, в предельно допустимых концентрациях - ПДК мг/л в первые 27 час. наблюдали снижение жизнеспособности клеток. Аналогично угнетение роста в первые же сутки опыта наблюдали при внесении смесей

на уровне (1+4) мг/л.

На П участке наблюдали продолжение роста культуры в присутствии Медь в отдельных концентрациях стимулировала рост водоросли, а ионы Fe, в концентрациях, близких ПДК 1 мг/л, 10 мг/л, 10 мг/л соответственно ингибировали рост численности. Таким образом, по отношению к росту численности С. vulgaris Си

проявил себя как ТМ, наименее токсичный по сравнению с Cd, Zn, Ni. На этом участке с (27 до 57 час.) в присутствии в среде смесей ТМ - смеси Си, Pb, Ni, смеси Си, РЬ (5+5) мг/л, Zn, Cd, Ni, (5+5+5) мг/л сходным образом и эффективно ингибировали рост численности клеток микроводорослей, степень угнетения повышалась по сравнению с отдельными ТМ (рис 1,2). При содержании в среде смеси Zn, Cd, (10+1) мг/л обнаружена максимальная токсичность и угнетения рост численности было существенным. Однако, для С. vulgaris. смесь Cd, Ni (1+4) мг/л оказалась менее токсичной, чем Cd при индивидуальном действии. Смесь Си, РЬ (1+0,1) мг/л оказалась малотоксичной для водоросли, комбинация Cd, Fe (1+10) мг/л угнетала рост.

Следовательно, степень угнетения роста зависит не от количества металлов в смеси, а от концентрации и токсичности отдельных ТМ и от процессов взаимодействия между ними как при конкуренции за поступление в клетку, так и за место посадки в цитоплазме и клеточных структурах.

На III участке наблюдали ускорение роста численности в контроле по сравнению с пробами, содержащими Cd в концентрации 1 и 0,1 мг/л, в которых происходило подавление роста водорослей, эти концентрации ионов Cd были наиболее токсичны.. Таким образом, концентрации ионов Cd 0,005-0,01 мг/л вызывали эффекты, близкие к состоянию нормы, как и Cd в концентрации 0,05 мг/л. Цинк в концентрацях 7-10 мг/л, Fe 7-10 мг/л превышают уровень нормы ПДК. Zn при 5 мг/л оказывал ингибирующее действие на рост культуры водоросли; действие Zn наиболее токсично в этих концентрациях. В концентрациях ниже ПДК Fe вызывал увеличение скорост роста численности клеток водросли. Уровень накопления ТМ связан с величинами токсических эффектов по отношению к росту численности и снижение токсических эффектов ТМ наблюдали, в основном, после 27 часов эксперимента, очевидно с началом процессов потери ТМ клетками. В присутствии смесей Си, Pb, Ni (1+0,003+1) мг/л, Zn, Cd, Ni (5+5+5) мг/л после 57 час. опыта продолжали наблюдаться эффекты подавления роста и происходило взаимное усиление токсичности при использовании их в смеси. Смесь Zn, Cd (10+1) мг/л, и Cd, Ni (1+4) мг/л вызывали наибольшее ингибирование роста численности Смесь Си, РЬ (1+0,1) мг/л вызывала наименьший ингибирующий эффект, так же как и смесь Cd, Fe (1+10) мг/л

Следовательно, в целом ТМ в смесях оказывают более значительные ингибирующие эффекты на рост численности клеткок, чем при индивидуальном действии. Максимальное накопление ТМ происходит после адаптации культуры к питательной среде, нормализации роста и достигает максимума к 24-30 час. роста в присутствии ТМ.

Водоросли способны накапливать ТМ в количествах, в несколько раз превыщающих уровень ПДК, что приводит к ингибированию роста численности клеток. Процессы накопления и потери ТМ водорослями, их токсическое действие зависит от комбинации металлов, времени экспозиции, фазы развития культуры. Взаимное влияние ТМ на поглощение их водорослями составляет до 20% от общего поглощения (Горюнова и др., 1990) и, таким образом, количественные аспекты поглощения ТМ и выведения их из клеток должны учитыватся при исследовании адаптации водорослей к загрязнённым ТМ средам как в природных условиях, так и при использовании водорослей для целей очистки. Фазность в процессах аккумуляции и потери водорослями ТМ в первые сутки экпозиции, на участке экспоненциального роста указывает, что основное значение для определения возможных абсорционых свойств зелёных микроводорослей Chlorella vulgaris имеет метаболически обусловленное поглощение при физиологических условиях среды. При повышении концентраций ТМ за пределы адаптационых возможностей, преобладающими оказываются процессы сорбции компонентами клеток, которые могут рассматриватся лишь для условий очистных сооружений. В природных условиях ТМ не могут быть исключены из метаболизма системы, поэтому решающими для адаптационных процессов оказываются процессы поглощения и потери ТМ клетками.

2. Экспресс-флуорецентный анализ влияния тяжелых металлов на фотосинтетический аппарат микроводорослей хлорелла.

В дальнейшем в опытах было исследовано влияние ТМ на фотосинтетическую активность С. vulgaris при широком диапозоне концентраций (рис. 3,4).

В этой главе рассмотрены экспериментальные данные по регистрации быстрой флуоресценции (Фл) хлорофилла "а" у хлореллы ( Chlorella vulgaris) при антропогенном стрессе, вызванном действием ТМ.

Закономерности накопления тяжёлых металлов в' клетках зелёных водорослей Chlorella vulgaris, исследованные нами, позволяют предположить прямое воздействие ТМ на процессы преобразования световой энергии в хлоропластах. Наши экспериментальные данные показали, что быстрая флуоресценция (Фл) хлорофилла "а" (Хл) у хлореллы С. vulgaris может служить объективным экспресс-показателем действия органических химических загрязнителей и ТМ.

У водоросли С. vulgaris, взятой с экспоненциальной фазы роста в условиях интенсивного инкубиравния 120 ч. с Cd, Zn, Fe, Cu, Ni и Pb были обнаружены существенные изменения интенсивности флуоресценции ( Фл ) хлореллы (рис. 3, 4). Последовательное добавление к суспензии клеток Cd ( 0.005, 05, 0,1 или 1 мг/л ), флуоресценция увеличиватся от первого часа до 12 часов между 42, 38, 45 или 47 отн. ед.

соответственно и близко к контрольному, в дальнейшем Фл вновь снижалась до 96 ч. Таким образом Фл менялась в присутствии других ионов ТМ, которые ингибировали рост Chlorella vulgaris . Можно предполагать, что с увеличением концентрации Cd до 1 мг/л после 12 час. происходило быстрое снижение интенсивности флуоресценции которое наблюдалось и в присутствии других ионов и к 96 ч Фл клеток Chlorella vulgaris достигала минимума, с той же динамикой, что и для других ТМ к 96 час (рис. 3).

Добавление Zn - 0,1, 5, или 7 мг/л в первые 12 час наблюдали быстрое увеличение Фл до величин 40, 42, или 35 отн. ед. интенсивности соответственно указанным концентрациям металла, после этого происходило снижение с вышеуказанного уровня вплоть до величии, близких к 0. К концу опыта (120 час) с Zn 0,1 - 5 - 7 или 10 мг/л Фл уменьшалась до 9, 3, 2, 1 отн. ед.соответственно. Zn в диапазоне 0,1 - 10 мг/л подавлял флуоресценцию через 24 час тем больше, чем выше была его концентрация в среде, что происходило и при более длительном воздействии. Влияние Fe (5 - 7 - 10 мг/л) на Фл клеток выражалось в высоком уровне Фл с 1-го до 6-го час. (37, 30, 30 отн. ед соответственно, что близко к контрольному. В дальнейшем Фл начинала снижаться и достигала 22, 10, 6 ед. к 120 час. В присутствии Fe (1 мг/л ) Фл возрастала до 6 час., а далее уровень флуоресценции оставался практически неизменным и близким к контрольному. К 120 ч он составлял до 36 ед. При концентрации Fe 1 - 10 мг/л степень подавления Фл в первые 6 час и через 120 час. была тем больше, чем выше концентрация Fe в среде, и к 120 час. выход Фл при 1 мг/л Fe составил 36, а при 10 мг/л - 6 ед..

Добавление Си (0,2 ИЛИ 4 мг/л) приводило к подавлению Фл после 6 час. инкубирования, а через 120 час была тем больше, чем выше концентрация в среде. Для Си (ОД мг/л) уровень Фл был близок к контрольному. При концентрациях Си 4 мг/л и выше величина уровня Фл была близка к 0.

В присутствии Ni - 0,2, 1, 2, или 4 мг/л в период между 1-м и :6-м час. воздействия уровень флуоресценции монотонно возрастал до уровня 31, 31, 30, или 31 отн. ед. Фл соотвственно, и далее от 6 до 72 час. инкубирования оставался практически неизменным по отношению к контролю. № при концентрации 0,2 мг/л как через 6 час, так и к 120 час. не вызывал изменений Фл по отношению к контролю, N1 при 4 мг/л в период 6-72 час. вызывал существенные изменения уровня Фл и к 72 час. опыта Фл клеток Chlorella vulgaris снижалась до 5 ед., а к концу опыта (120 час) приближалась к 0. Наименьшие концентрации ионов Ni (0,2 мг/л) вызывали несущественные изменения интенсивности флуоресценции и величины Фл были близки к контролю. Влияние РЬ - (0,01,0,1,0,03, или 0,4 мг/л в период между 1-12 час инкубирования на интенсивность флуоресценции

возрастало с ростом концентрации, но РЬ (0,01мг/л) к 12 ч вызывал рост Фл до уровня высше контрольного. В дальнейшем после 6-12 час наблюдали снижение Фл до величин 27, 17, 18, 17 отн. ед. вплоть до 24 час. опыта, затем интенсивность Фл возрастала до 29, 25, 24 или 22 отн. ед. к 72 час. соответственно; после чего вновь снижалась к 96 ч до очень низкого уровня.

Характер подавления интенсивности Фл клеток водоросли Chlorella vulgaris при действии смесей ТМ в был сходным в первые часы -между Си и РЬ, между Zn, Cd, Ni или других. Все исследованные ТМ вызывали стимуляцию Фл в период инкубирования б час (РЬ, Си, Ni), ИЛИ 12 час. (Cd, Zn, Ni), которое сменялось его частичным или полным восстановлением, после чего происходило снижение флуоресценции до уровня, ниже контрольного или вплоть до нулевых значений (рис. 4). Степень подавления Фл как между 6 час. или 12 час., так и в конце 96 час. или 120 час. опыта определялась концентрацией каждого ТМ. Минимальные концентрации ТМ, при которых проявлялись эффекты подавления интенсивности флуоресценции, были различны и составили для Fe - 5 мг/л, для Zn - 0.1 мг/л, для Си - 0,2 мг/л, для Ni — 4 мг/л. Снижение интенсивности Фл свидетельствует или о снижении содержания хлорофилла в клетках или о нарушениях интактности фотосинтетического аппарата и процессов миграции энергии возбуждения в фотосинтетической электронтрансортной цепи (ЭТЦ)

Эклериментальные данные позволяют предполагать, что процессы подавления Фл при действии ТМ могут приводить к снижению скорости фотоситеза, причем зачастую наблюдался фазный характер подавления - первое снижение Фл наблюдали обычно через 6 и 12 час. инкубирования (рис 3, 4), второе, более позднее, обычно наблюдали к концу опыта - к 72 или 96 час. Первичное подавление интенсивности Фл свидетельствует о быстром процессе воздействия ТМ на фотосинтетический аппарат клеток водоросли, что связано, очевидно, с быстрым посуплением и первичным накоплением ТМ в клетках (Горюнова и др., 1990). Восстановление уровня Фл- частичное или полное с последующим снижением до минимального уровня или уровня близкого к контрольному указывает на функционирование адаптационных ппроцессов в клетках и определяется концентрацией ТМ в среде и его природой. Поскольку Zn, Cd, Cu, Ni, Fe, Pb снижают интенсивность Фл хлорофилла водоросли Chlorella, это может указывать на инактивацию ФС 2, воздействие на кислородвыделяющую систему. При действии высоких концентрации ТМ, очевидно происходит разрушение хлорофилл-белькового комплекса ФС 2 и светособирающей антенны ФС 2..

3. Воздействие тяжелых металлов на относительный выход переменной флуоресценции (активность фотосистемы 2) водоросли С. pyrenoidosa

В данной серии экспериментов при определении иоксичности ТМ был использован принцип сравнения равных молярных концентраций. Фотосинтетическая активность клеток С. pyrenoidosa, измеренная по скорости выделения кислорода (СВК) быстро подавлялась после начала инкубирования клеток с Zn, Co или Cd в концентрации 1мМ. К 6 час. СВК по сравнению с контролем в присутствии Zn составила 85 %, Со - 60 %, Cd -45 %. Увеличение концентрации ТМ до 10 мМ привело к еще большему снижению СВК, особенно в первые 2 час. от начала инкубирования (рис.5). Характер подавления СВК водоросли С. pyrenoidosa указывает, что воздействие ТМ на фотосинтетический аппарат клеток быстро развивается в первые часы от начала контакта, что отражается в снижении фотосинтетической активности. Именно в это время происходит интенсивное накопление ТМ в клетках (Горюнова и др., 1984). Концентрации ТМ, вызывающие снижение СВК соответствуют таковым, при которых наблюдали подавление роста численности клеток (Горюнова и др., 1996).

Скорость фотоиндуцированного выделения кислорода характеризует активность всей электронтранспортиой цепи (ЭТЦ) от НаО до COj и зависит как от световых,так и от темновых реакций фотосинтеза. Поэтому данные по подавлению скорости фотосинтеза при действии используемых в опытах ТМ не дают возможности определить повреждаемый участок метаболизма. Поскольку ФС 2 и система окисления воды являются наиболее уязвимыми при действии стрессовых факторов среды, было исследовано влияние Zn, Со или Cd на параметры быстрой флуоресценции хлорофилла, которые отражают активность ФС 2. Относительный выход переменной флуоресценции характеризует эффективность восстановления Qa в ФС 2 (MaJkin, Siderer, 1974; Krause, Weiss, 1991), коррелирует с квантовым выходом выделения Ог (Dernmig, Bjorkmann, 1989) и восстановления

Действительно, у клеток водоросли С. pyrenoidosa после добавления Zn (0,1 мМ) происходило быстрое снижение относительного выхода переменной флуоресценции Хл. В первые 0,5 - 2 ч Fv/Fm уменьшился до 0,7 (контроль - 0,75). В присутствии 1 или 10 мМ Zn снижение величины F,/Fm было более значительным (рис. 6). Увеличение концентрации Zn до 100 мМ уже к 30 миа инкубирования вызвало почти полное подавление Fv/Fm клеток С. pyrenoidosa.

Степень воздействия различных концентраций Со или Cd на характер изменений Fv/Fm водоросли С. pyrenoidose в работе отдельно не иллюстрировали, поскольку эти ТМ вызывали близкие по характеру изменения Fv/Fm к таковым при действии цинка, но при более низких концентрациях. Так, при добавлении Со - 0,1; 1 или 10 мМ в первые 30 мин. наблюдали быстрое снижение Fv/Fm до величин 0,45,0,25 и 0,15 соответственно. При всех использованных концентрациях Со после роста Fv/Fm ко 2 ч, происходило его снижение, но при 0,1 и 1 мМ Со снижение было более медленным, а при 10 мМ подавление Fy/Fm за 2 ч было почти полным. Влияние Cd (0,01 -10 мМ) на Fy/Fm клеток водоросли Chlorella по динамитке было сходными с влиянием Zn или Со и выражалось в снижении его величины в первые 30 мин. Степень подавления при инкубировании водоросли с ТМ была тем

больше, чем выше их концентрация. Степень подавления Fy/Fm и его динамика в присутствии ТМ свидетельствует о быстрой инактивации ФС 2 действием ТМ.

Кинетика нарастания флуоресценции клеток водоросли С. pyrenoidosa после 5 мин инкубирования с Zn, Co или Cd при слабой освещенности была следующей.. Увеличение выхода начальной флуоресценции было зарегистрировано лишь при действии Со, а Zn или Cd не оказывали влияния на выход флуоресценции на уровне FQ. При включении действующего света без добавления диурона в опытных вариантах наблюдали быстрое двухкратное увеличение выхода флуоресценции ,тогда как в контроле это увеличение составляло лишь 20 - 30 %. Последующее добавление диурона приводило к двухфазному увеличению выхода флуоресценции до уровня однако в опытных вариантах при действии всех исследованных ТМ интенсивность флуоресценции на уровне была существенно ниже, чем в контроле. Выключение действующего света вызывало сходное по характеру снижение выхода флуоресценции до начального уровня как в опыте, так и в контроле. Уменьшение величины под влиянием ТМ происходило, в основном, за

счет снижения выхода флуоресценции на уровне что может указывать на усиление безизлучательного тушения энергии возбуждения в ФС 2.

Незначительное увеличение выхода начальной флуоресценции (Fo) водоросли С. pyrenoidosa, наблюдавшееся при действии Со возможно, вызвано потерей, по крайней мере, части реакционных центров (РЦ) ФС 2 способности к фотосинтетическому тушению энергии возбуждения. Последнее может быть связано с уменьшением эффективности миграции поглощенной энергии света от антенны к ФС 2 и, соответственно, возрастании потерь энергии возбуждения в светособирающей антенне. Не такое значительное, как в присутствии диурона, но такое же быстрое возрастание выхода флуоресценции в присутствии ТМ, но без диурона, при включении действующего света может указывать на

восстановление акцепторов электронов ФС 2 и переходе части РЦ в закрытое состояние даже при низкой интенсивности возбуждающего света. Это свидетельствует о снижении эффективности электронтранспортных реакций на акцепторной стороне ФС 2.

Внешне ранние эффекты действия ТМ на характеристики флуоресценции сходны с теми, что происходят при фотоингибировании - снижение уровня Рщ, (но заметно медленнее) при относительно постоянном уровне Fo. Фотоингибирование выражают как снижение величины Fv/Fm, линейно связанное со снижением квантового выхода фотосинтеза (Barber, Anderson, 1992). Известно, что в условиях, замедляющих скорость роста и развития фотосинтезирующих организмов (низкие и высокие температуры, дефицит минерального питания, недостаток воды или углекислоты), то есть, при замедлении утилизации продуктов световых реакций фотосинтеза, процессы фотоингибирования могут развиваться и при низкой освещенности, способствуя снижению перевосстановленности ЭТЦ (Mulkey, Pearcy, 1992). Вполне возможно, что Zn, Cd или Со вызывают замедление утилизации продуктов световых реакций фотосинтеза, в результате чего в световой фазе развиваются адаптивные процессы, сходные с наблюдаемыми при фотоингибировании.

Такое предположение хорошо согласуется с данными по усилению процессов фотоингибирования действием низких концентраций ТМ, в частности ионов Си на водоросли С. Vulgaris (Полынов и др., 1993), исследованиями влияния Zn, Ni на фотосинтетическую активность С. pyrenoidosa при одновременном фотоингибировании (Fodorpataki, et al., 1998). Кроме того, известно, что при фотоингибировании происходит деградация одного из основных белков РЦ ФС 2 белка D1. Восстановление активности ФС 2 (величины F*/Fm) сопровождается репарацией разрушенных белков ФС 2. (Demmig-Adams, Adams, 1992) Действие ТМ может, по-видимому, как усиливать процессы разрушения белка D1, так и подавлять его синтез Следовательно, под влиянием Zn, Co, Cd уменьшается эффективность восстановления то есть эффективность световых реакций фотосинтеза клеток водоросли С. pyrenoidosa.

Таким образом, подавление СВК водоросли С. pyrenoidosa в присутствии ТМ указывает на прямое воздействие Zn, Co, Cd на фотосинтетический аппарат клеток, результатом чего является снижение фотосинтетической активности. Снижение фотосинтетической активности происходит, судя по изменениям относительного выхода переменной флуоресценции хлорофилла водоросли, за счет инактивации ФС 2, функционирование которой в значительной степени определяет эффективность световых процессов фотосинтеза Ранние этапы развития токсического действия ТМ

сопровождаются изменением начальных стадий преобразования поглощенной энергии адаптивного характера, которые проявляются в усилении безизлучательного тушения энергии возбуждения с целью предотвращения перевосстановленности ЭТЦ и повреждения фотосинтетических мембран, развтия их окислительной деструкции. Вполне возможно, что ТМ путем воздействия на темновой метаболизм вызывают также и замедление утилизации продуктов световых реакций фотосинтеза, в результате чего развиваются процессы, сходные с таковыми при фотоингибировании. Анализ индукционной кривой ЗФ клеток водоросли С. pyrenoidosa при действии Zn, Co или Cd показал, что ранние токсические эффекты ТМ и снижение энергообеспеченности клеток водоросли происходит не только за счет подавления фотосинтетического ЭТ, но возможно, и за счет снижения электрохимического градиента на мембране хлоропластов.

Процессы быстрого начального поступления ТМ в клетки водоросли приводят к функциональным нарушениям в хлоропластах, что в первую очередь выражается в снижение эффективности световых реакций фотосинтеза и, следовательно, образования НАДФН и АТФ. что скорее всего и является основной причиной ухудшения физиологического состояния и продукционных возможностей водоросли С. pyrenotdosa. С этих позиций очевидно, можно объяснить основные причины указанных выше более отдаленных во времени эффектов подавления роста численности клеток зеленых микроводорослей при действии Zn, Co, Cd в исследованном диапазоне концентраций. Следовательно, наблюдаемые ранние нарушения процессов преобразования энергии возбуждения в световой фазе фотосинтеза клеток водоросли С. pyrenoidosa очевидно, являются определяющими в начальных этапах развития токсического действия исследованных ТМ.

4. Исследование замедленной флуоресценции (ЗФ) водоросли С. v^garis под действием ТМ и сточных вод.

Для дальнейшего выяснения причин быстрой инактивации РЦ ФС 2 и подавления фотосинтетической активности водоросли хлорелла при действии ТМ, а также и сточных вод Курьяновской станции аэрации, исследовали параметры ЗФ клеток, поскольку ЗФ прямо связана с активностью РЦ и характеризует функциональную активность ЭТЦ вблизи ФС 2. Интенсивность ЗФ пропорциональна содержанию РЦ с разделенными зарядами, зависит от скорости переноса электронов на последующих участках ЭТЦ, а также от энергизации тилакоидных мембран (Маторин, Венедиктов, 1990).

Форма индукционной кривой как в контроле, так и в присутствии ТМ имела одинаковый характер. Однако, если при добавлении Zn амплитуда индукционного

максимума (Ащ) не отличалась от контроля, то при добавлении Со она была ниже на 45%, а при добавлении Cd превышала контроль на 25%. Появление максимума индукционной кривой (Ал) при включении света после темновой адаптации связано с накоплением зарядов в РЦ ФС 2 и формированием электрохимического потенциала на мембранах хлоропластов. (Веселовский, Веселова, 1990). Возможно, что Cd в примененной концентрации первоначально вызывал стимуляцию процесса накопления электрохимического потенциала на мембранах хлоропластов, что и отражалось на величине При действии Со отмечали низкий, по сравнению с контролем уровень Уменьшение отношения при действии всех исследованных ТМ свидетельствует о подавлении процесса формирования электрохимического градиента на фотосинтетических мембранах. Одной из причин такого подавления может быть снижение скорости ЭТ, что и было показано нами по подавлению СВК клетками С. pyrenoidosa в присутствии металлов, (рис. 5) Поэтому возможно, что ранние этапы развития токсического эффекта ТМ связаны со снижением электрохимического градиента тилакоидных мембран и скорости фотосинтетического ЭТ вблизи ФС 2.

Как указано выше, исследованные металлы приводили к изменению кинетики быстрой флуоресценции целых клеток Chlorella. В частности, в присутствии ТМ добавление ДХММ на полном свету не приводило к увеличению выхода флуоресценции на уровне до его величины в контроле. Это также может свидетельствовать о снижении скорости накопления РЦ с восстановленным Qa- Следовательно, под влиянием Zn, Co, Cd уменьшается эффективность восстановления то есть эффективность световых реакций фотосинтеза клеток водоросли.

Таким образом, подавление СВК водоросли С. pyrenoidosa в присутствии ТМ указывает на прямое воздействие Zn, Co, Cd на фотосинтетический аппарат клеток, результатом чего является снижение фотосинтетической активности. Снижение фотосинтетической активности происходит, судя по изменениям относительного выхода переменной флуоресценции клеток водоросли, за счет инактивации ФС 2, функционирование которой в значительной степени определяет эффективность световых процессов фотосинтеза. Ранние этапы развития токсического действия ТМ сопровождаются изменением начальных стадий преобразования поглощенной энергии адаптивного характера, которые проявляются в усилении безизлучательного тушения

энергии возбуждения с целью предотвращения перевосстановленности ЭТЦ и повреждения фотосинтетических мембран, развтия их окислительной деструкции

Опыты, проведенные по влиянию сточных вод Курьяновской станции аэрации на амплитуду индукционного максимума ЗФ суспензии клеток водоросли хлорелла показали, что как сточная вода, так и вода очищенная, вызывали снижение амплитуды индукционного максимума (Am) индукционной кривой ЗФ (рис. 7) Это свидетельствует в пользу того, что интактность фотосинтетического аппарата клеток водоросли при действии сточных вод Курьяновской станции нарушена Кроме того, данные указывают на незначительное подавление процессов формирования электрохимического градиента на фотосинтетических мембранах Подавление амплитуды появляется практически сразу после начала инкубирования клеток со сточными водами, как и при их действии на рост клеток (рис 7, 8) К 20-24 час инкубирования, амплитуда максимума практически восстанавливалась до уровня контроля, что может происходить вследствие адаптации клеток водоросли к условиям загрязненной среды Сложность состава сточных вод Курьяновской станции не' дает возможноссти определить точную причину отрицательеного действия стоков на рост водоросли и интактность фотосинтетического аппарата, однако применение ЗФ для экспресс-оценки токсичности сточных вод является несомненно, перспективным и информативным

5. Спектры флуоресценции при анализе соотношения автотрофной и гетеротрофной компонент микроводорослей при действии сточных вод.

Рассмотрена возможность использования общего спектрально-флуоресцентного анализа состояния растительных клеток СЫогеНа vulgaris при загрязнении водной среды тяжелыми металлами. Использованные ранее в работах (Карнаухов, 2001, Журкова, 2002) безразмерные параметры (отношение интенсивности флуоресценции

длинноволновой полосы энергозапасающего хлорофилл-белкового комплекса к его коротковолновой полосе ) и (отношение интенсивности флуоресценции

хлорофилла к интенсивности флуоресценции в области окисленным флавопротеидам и восстановленным пиридиннуклеотидов митохондрий), позволили использовать их как интегральные показатели физиологического состояния и фотосинтетической активности растений. Как оказалось, при изменении условий обитания водорослей с ухудшением их состояния величина параметра W увеличивается, а уменьшается

В данной работе была осуществлена попытка использования этих параметров в биомониторинге гидробионтов (микроводорослей СЫогеНа vulgaris) для интегральной оценки влияния сточных вод При воздействии на водоросли хлорелла загрязненных

сточных вод Курьяновской станции аэрации, ТМ в сублетальных концентрациях, величины параметров микроводорослей заметно отличались от аналогичных для

природных вод, причем с увеличением содержания исследованных поллютантов величина W возрастает от 0,7 (для природных вод без загрязнителей) до 5,0 (для практически неочищенных сточных вод, содержащих поллютанты выше принятых ПДК), а величина параметра уменьшалась от 11,0 до 2.0 соответственно. Изменение параметров свидетельствует как об общем ухудшении состояния тест-объекта, снижении активности ФС 2, так и о сдвиге метаболизма в сторону гетеротрофной компоненты в связи с уменьшением автотрофной. Вышеупомянутые параметры фотоситезирующих клеток, характеризующие соотношение параметров автотрофной и гетеротрофной компонент их энергосистем (Карнаухов, 2001) можно использовать как экспресс-показатели загрязнения вод. При этом следует подчеркнуть, что измерение флуореценции хлорофилла, флавопротеидов и пиридиннуклеотидов осуществляется на целом, неповрежденном биологическом объекте и является объективным способом исследования. Эти предварительные исследования позволяют надеяться на широкое использование метода сравнения различных диапазонов спектров флуоресценции водорослей Chlorella для целей экологического мониторинга природных и загрязненных вод.

Основные выводы.

1. Одноклеточные зеленые микроводоросли Chlorella vulgaris и Chlorella pyrenoidosa - постоянный биотический компонент пресноводного фитоплактона - могут быть использованы для осуществления экологического контроля, эффективной очистки воды и биотестирования при антропогенном стрессе, вызванном действием ТМ и многокомпонентных сточных вод различного происхождения.

2. Определен ряд токсичности ТМ по действию на рост водорослей Chlorella и параметры, отражающие фотосинтетическую активность (по снижению):

Си > Pb > Fe.

3. Наиболее токсичным для хлореллы из изученных ТМ оказался кадмий, а наименее - железо, которое не принадлежит к группе ТМ. Ионы Fe токсичны при высоких концентрациях в то время как ионы Cd абсолютно токсичны во всем диапазоне исследованных концентраций (0.005 -1 мг/л).

4. Одновременное присутствие двух-трех и более ТМ в среде оказывает синергический и аддитивные эффекты подавления роста численности клеток культуры микроводоросли.

5. В присутствии ТМ или сточных вод флуоресценция хлорофилла (Фл), относительный выход переменной флуоресценции (FVFm) может быть использована в качестве интегрального экспрессного параметра, характеризующего состояние фотосинтетического аппарата, эффективность функционирования фотосистемы 2 и следовательно продукционные свойства клеток.

6. Использованные в работе безразмерные параметры W (отношение интенсивности флуоресценции при 720 нм хлорофилл-белкового комплекса к его коротковолновой полосе - 680 нм) и % (отношение интенсивности флуоресценции хлорофилла к окисленным флавопротеидам и восстановленным пиридиннуклеотидам митохондрий) можно использовать как показатели физиологического состояния и фотосинтетической активности культуры водоросли хлорелла при экотоксикологической оценке химических загрязнителей в природных и сточных водах (при ухудшении состояния клеток величина параметра w увеличивается, а параметра}^—уменьшается).

Автор данной работы выражает благодарность за помощь в проведении исследований, ценные советы к.б.н., ст. преподавателю В.С. Маренкову и к.б.н., зав. лабораторией Э.В. Иванову, а также всему коллективу кафедры системной экологии.

Список работ, опубликованных по теме диссертации.

1. Пиментел Ф.Х.Л, Козлов Ю.П. Биофлуоресцентный анализ микроводорослей в природных и загрязненных водах. - Сб. «Актуальные проблемы экологии и природопользования». М., РУДН, 2004, Выпуск 5, ч. 1, 117-118с.

2. Пиментел.Ф.Х.Л., Козлов Ю.П. Водоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов. - Сб. «Актуальные проблемы экологии и природопользования». М., РУДН, 2004, Выпуск 6, «Системная экология», 94-96 с.

3. Пиментел Ф.Х.Л.. Action toxique de quatre métaux lourds sur la croisance d"algues. - Экология на рубеже веков. Конференция на иностранных языках. М, РУДН, 2004.

4. Плеханов С.Е., Пиментел Ф.Х.Л, Горюнова СВ., Чемерис Ю.К. Ранняя диагностика токсического действия тяжелых металлов на зеленые микроводоросли по фотосинтетическим характеристикам. - Мат. Всеросс. конф. "Водные экосистемы и организмы-6" - М., МГУ им. М.В. Ломоносова, 2004 г. М, МАКС Пресс, 2004, с. 61

Пиментел Флорес Хосе Луис (Перу)

МИКРОВОДОРОСЛИ КАК ОБЪЕКТ БИОМОНИТОРИНГА В УСЛОВИЯХ

АНТРОПОГЕННОГО СТРЕССА ПРИ ДЕЙСТВИИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ.

Аннотация.

В работе осуществлен комплексный анализ состояния культур микроводорослей Chl. vulgaris и СЫ. pyrenoidosa в условиях загрязнения водной среды ТМ и сточными водами Курьяновской станции аэрации. Исследовали процессы развития токсического действия ТМ на фотосинтетическую активность клеток водоросли Chlorella. Показано, что начальные эффекты действия ТМ выражаются в быстром (0,5 -2 ч) уменьшении скорости фотосинтеза. Подавление ТМ относительного выхода переменной флуоресценции водорослей свидетельствуют о быстрой инактивации ФС 2. Анализ параметров флуоресценции хлорофилла клеток Chlorella дает основания полагать, что токсическое действие ТМ проявляется не только в инактивации ФС 2, но и в подавлении процесса формирования электрохимического градиента на фотосинтетических мембранах.

Pimentel Flores Jose Luis (Peru)

MICROALGAE AS OBJECT OF BIOMONITORING IN CONDITIONS OF

ANTHROPOGENOUS STRESS BY ACTION OF HEAVY METALS

Summary

Complex analysis of the viability of algae Chlorella vulgaris and Chlorella pyrenoidosa carried out in conditions ofpollution of water medium with heavy metals (HM)and sewage. The initial effects of toxic action of Zn, Co, Cd (HM) on photosynthetic activity of cells Chlorella was investigated. It was shown that initial effects of HM on Chlorella cells expressed in rapid (0,5-2 h) decreasing oflight-induced oxygen evolution speed. The supression by HM the value of relatively yield of variable chlorophyll fluorescence of whole cells indicate of transient inactivation of photosystem 2 (PS 2). The initial development of toxic action for HM connected not only with inactivation of PS 2, but also with the decreasing of electrochemical potential on photosynthetic membranes. It follows from this, that first of all, the processes of development the toxic effects of HM determined the worsening the productivity of microalgae.

ООП МГУ. Заказ 82-100-04

123 04 О

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Пиментел Флорес Хосе Луис

Введение

Глава I. Обзор литературы.

1 .Содержание и формы тяжелых металлов в пресных водах.

2. Взаимодействие соединений тяжелых металлов с компонентами среды

3. Токсичность тяжелых металлов для водорослей

4. Влияние тяжелых металлов и других поллютантов на пресноводный фитопланктон "in sityty

5. Поглощение тяжелых металлов и ответные реакции водорослей на их действие

Экспериментальная часть

Глава И. Материалы и методы исследования

1. Объекты и материалы исследования

2. Методы исследования 36 Результаты исследования и обсуждение

Глава III. Исследование влияния тяжелых металлов на рост и развитие микроводорослей

1. Выращивание водорослей Chlorella в лабораторных условиях

2. Изучение зависимости скорости роста культуры водоросли Chlorella vulgaris от освещенности

3. Влияния тяжелых металлов на рост численности микроводорослей

Глава IV. Экспресс-флуоресцентный анализ влияния тяжелых металлов на фотосинтетические показатели микроводорослей

1. Флуореценция хлорофилла водоросли хлорелла при

раздельном и совместном воздействии тяжелых металлов

2. Влияние некоторых ТМ на относительный выход переменной флуоресценции хлорофилла и замедленную флуоресценцию водоросли С. pyrenoidosa

Глава V. Флуоресцентный анализ состояния микроводорослй при действии ТМ и сточных вод

1 Спектры флуоресценции при анализе соотношения автотрофной и гетеротрофной компонент микроводорослей при действии ТМ и сточных вод

2. Оценка состояния водорослей Chlorella по замедленной флуоресценции при действии ТМ и сточных вод Курьяновской станции аэрации Основные выводы Список литературы

Введение Диссертация по биологии, на тему "Микроводоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов"

В настоящее время при оценке экологических последствий антропогенного загрязнения водных экосистем, в том числе, тяжелыми металлами (ТМ) получила признание концепция использования организмов-биомаркеров. Реакция биомаркеров (их отклик на действие токсикантов) является важным показателем при установлении связи между действием токсиканта и экологическими эффектами как на уровне отдельных организмов, так и на уровне популяций. Биомаркеры дают ценную информацию не только о действии самого загрязнителя, но и его метаболитов (Капков, 2003). Взаимодействия токсикантов в среде и организме синергетического или антагонистического характера, интегрируются в ответных реакциях биомаркеров. Биомаркеры, отражая кумулятивный эффект действия загрязняющих веществ, могут широко использоваться при исследовании состояния водных экосистем, подверженных антропогенному загрязнению. Среди глобальных загрязнителей особую опасность представляют ТМ со множественными путями их поступления в гидросферу. Циркулируя в биосфере, ТМ в итоге аккумулируются в гидробионтах, в том числе на уровне фотосинтезиругощих организмов первого звена трофической цепи, которые являются основой функционирования водных экосистем, что приводит к нарушениям в первичном продуцировании органического вещества (Rai et al., 1981; Максимов, 1983; Маторин, 1993). В связи с этим, ответные реакции водорослей на действие антропогенных факторов являются важнейшими и, вследствие этого, изменения их структурно-функциональных характеристик могут служить репрезентативными показателями изменений или нарушений качества водной среды как среды обитания. На этом и основано использование многих параметров состояния сообщества микроводорослей для целей биологического мониторинга. Способность водорослей аккумулировать ТМ указывает на возможность их использования для биотестирования, мониторинга, прогноза уровня загрязнения, а также определения их роли в процессах самоочищения. Кроме того, микроводоросли могут служить биомаркерами (или биоиндикаторами) долговременных токсических воздействий и их отклики, регистрируемые в эксперименте, позволяют принимать превентивные меры до наступления необратимых изменений в водных экосистемах, а также разрабатывать современные нормы ПДК (Рыбальский и др., 1993).

Основные трудности, возникающие при оценке действия загрязняющих веществ на водоемы возникают в связи с перенесением результатов лабораторых экспериментов, проводимых в строго контролируемых условиях, на приводные условия (Кожова, Бейм, 1993.

Таким образом, микроводоросли как биомониторы позволяют получать не только интегральную картину загрязнения водных экосистем, но и открывают новые возможности в разработке практических задач удаления загрязняющих веществ из природных и сточных вод.

Однако, степень изученности процессов воздействия загрязняющих веществ, в том числе и ТМ на фотосинтетические процессы, особенно, начальные стадии трансформации световой энергии в клетках, остается недостаточной. Перспективным при исследовании экологических последствий загрязнения водоемов представляется изучение флуоресцентных характеристик микроводорослей, прямо связанных как с определением интактности фотосинтетического аппарата, так и с нарушениями процессов преобразования энергии возбуждения, эффективность которых определяет продукционные свойства микроводорослей и качество водной среды как среды обитания. Этими положениями и определяется направление исследований, представлетшх в данной работе.

Цель и задачи исследования. Основная цель заключалась в изучении откликов микроводорослей как биомониторов на действие ряда ТМ и некоторых сточных вод по ростовым и функциональным показателям, отражающим общее физиологическое состояние водорослей и эффективность функционирования фотосинтетического аппарата,В связи с этим были поставлены следующие задачи:

- изучить в лабораторных условиях реакции микроводорослей (рост, активность фотосинтетического аппарата) на раздельное действие ТМ;

- определить ряд токсичности ТМ по флуоресценции хлорофилла клеток зеленых микроводорослей;

- оценить токсичность ТМ и многокомпонентных сточных вод по отдельным параметрам замедленной флуоресценции хлорофилла культур зеленых микроводорослей; провести предварительное определение изменений соотношения автотрофных и гетеротрофных процессов в клетках водорослей при действии сточных вод и ТМ по спектрам флуоресценции

Основные положения, выносимые на защиту. Биомониторинг состояния микроводорослей при действии ТМ и стоков, содержащих ТМ должен основываться на оценке функциональных нарушений фотосинтетического аппарата, определяемых с использованием комплекса флуоресцентных методов, объективно отражающих степень повреждения клеток и связанных с процессами поглощения и накопления ТМ и иных загрязняющих веществ. Функциональные повреждения являются основой нарушения процессов роста, снижения продуктивности и ухудшения качества водной среды как среды обитания.

Заключение Диссертация по теме "Экология", Пиментел Флорес Хосе Луис

Основные выводы.

1. Одноклеточные зеленые микроводоросли Chlorella vulgaris и Chlorella pyrenoidosa - постояшшй биотический компонент пресноводного фитоплактона -могут быть использованы для осуществления экологического контроля, эффективной очистки воды и биотестирования при антропогенном стрессе, вызванном действием ТМ и многокомпонентных сточных вод различного происхождения.

2. Определен ряд токсичности ТМ по действию на рост водорослей Chlorella и параметры, отражающие фотосинтетическую активность (по снижению): Cd > Ni > Zn > Си > Pb > Fe.

3. Наиболее токсичным для хлореллы из изученных ТМ оказался кадмий, а наименее - железо, которое не принадлежит к группе ТМ. И01Ш Fe токсичны при высоких концентрациях (3, 5, 7, 10 мг/л), в то время как ионы Cd абсолютно токсичны во всем диапазоне исследованных концентраций (0.005 - 1 мг/л).

5. В присутствии ТМ или сточных вод флуоресценция хлорофилла (Фл), относительный выход переменной флуоресценции (Fv/Fm) может быть использована в качестве интегрального экспрессного параметра, характеризующего состояние фотосинтетического аппарата, эффективность функционирования фотосистемы 2 и следовательно продукциошше свойства клеток.

6. Действие ТМ связано с процессами инактивации ФС 2 по механизму, сходному с фотоингибированием. Одновременно, повреждающее действие ТМ связано с подавлением формирования электрохимического градиента на фотосинтетических мембранах. Использованные в работе безразмерные параметры W (отношение интенсивности флуоресценции при 720 им хлорофилл-белкового комплекса к его коротковолновой полосе - 680 нм) и % (отношение интенсивности флуоресценции хлорофилла к окисленным флавопротеидам и восстановленным пиридиннуклеотидам митохондрий) можно использовать как показатели физиологического состояния и фотосинтетической активности культуры водоросли хлорелла при экотоксикологической оценке химических загрязнителей в природных и сточных водах (при ухудшении состояния клеток величина параметра w увеличивается, а параметра х - уменьшается).

Автор данной работы выражает благодарность за помощь в проведении исследований, ценные советы к.б.н., ст. преподавателю B.C. Маренкову и к.б.н., зав. лабораторией Э.В. Иванову, а также всему коллективу кафедры системной экологии.

Пиментел Флорес Хосе Луис (Перу)

МИКРОВОДОРОСЛИ КАК ОБЪЕКТ БИОМОНИТОРИНГА В УСЛОВИЯХ АНТРОПОГЕННОГО СТРЕССА ПРИ ДЕЙСТВИИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ.

Аннотация.

В работе осуществлен комплексный анализ состояния культур микроводорослей Chi. vulgaris и Chi. pyrenoidosa в условиях загрязнения водной среды ТМ и сточными водами Курьяновской станции аэрации. Исследовали процессы развития токсического действия ТМ на фотосинтетическую активность клеток водоросли Chlorella. Показано, что начальные эффекты действия ТМ выражаются в быстром (0,5 -2 ч) уменьшении скорости фотосинтеза. Подавление ТМ относительного выхода переменной флуоресценции водорослей свидетельствуют о быстрой инактивации ФС 2. Анализ параметров флуоресценции хлорофилла клеток Chlorella дает основания полагать, что токсическое действие ТМ проявляется не только в инактивации ФС 2, но и в подавлении процесса формирования электрохимического градиента на фотосинтетических мембранах.

Pimentel Flores Jose Luis (Peru)

MICROALGAE AS OBJECT OF BIOMONITORING IN CONDITIONS OF ANTHROPOGENOUS STRESS BY ACTION OF HEAVY METALS

Summary

Complex analysis of the viability of algae Chlorella vulgaris and Chlorella pyrenoidosa carried out in conditions of pollution of water medium with heavy metals (HM)and sewage. The initial effects of toxic action of Zn, Co, Cd (HM) on photosynthetic activity of cells Chlorella was investigated. It was shown that initial effects of HM on Chlorella cells expressed in rapid (0,5 - 2 h) decreasing of light-induced oxygen evolution speed. The supression by HM the value of relatively yield of variable chlorophyll fluorescence (Fv/Fm) of whole cells indicate of transient inactivation of photosystem 2 (PS 2). The initial development of toxic action for HM connected not only with inactivation of PS 2, but also with the decreasing of electrochemical potential on photosynthetic membranes. It follows from this, that first of all, the processes of development the toxic effects of HM determined the worsening the productivity of microalgae.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Пиментел Флорес Хосе Луис, Москва

1. Алабастер Дж. Ллойд Р. Критерии качества воды для пресноводных рыб. -М., 1984.-343с.

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

3. Алексеев Ю. В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Л: Агропромиздат, 1987.-142с

4. Альберт Э. Избирательная токсичность. М.: 1971. 431 с.

5. Бурдин К. С., Залотухина Е. Ю. Тяжелые металлы в водных растениях (акумуляция и токсичность) М.: Диалог МГУ, 1998. 202 с.

6. Брагинский Л. П. Гидробиологические аспекты проблемы установления ПДК токсических веществ в водной среде. В кн. "Научные основы установления ПДК в водной среди и самоочищение поверхностных вод". М., 1972. с. 13-15.

7. Брагинский Л. П., Бескаравайная В. Д. Антропогенное эфтрофирование природных вод // Тез. Докл. На 2 Всесс. Совещании Звенигород. 1977. Черноголовка. С. 43-48.

8. Брагинский А. П., Величко И. М., Щербань Э. П. Пресноводный планктон в токсической среде. Киев: Наукова думка. 1987. 179 с.

9. Бумбу Я.В. Микроэлементы в жизни фитоплантона. Академия наук молдавской ССР. Кишинев. 1976. 103 с

10. Бычинский В. А., Сатурин А. Н. Геохиочические аспекты токсичности элементов. Геохимия техногенных процессов. 1990. М.: Наука. С. 14-103.

11. П.Васильев И.Р, Маторин Д.Н., Рубин А.Б. Замедленная флуоресценция фотосистемы 1 зеленых растений // Физиол. растений. 1984. Т.31. Вып. 5. С. 961969.

12. Веселов Е. А. Токсичность промышленныз сточных вод Байкальского целлюлозного завода для водных организмов Байкала. Петрозаводск: КТУ. 1972. 61 с.

13. Веселовский В.А., Веселова Т.В. Люминесценция растений. Теоретические и практические аспекты. М. Наука. 1990. 200с.

14. Веселовский В.А., Веселова Т.А., Дмитриева А.Г., Маренков В,С. Биотестирование природных вод при помощи полевого портативного флуориметра. В кн. "Методы биоиндикации и биотестирования природных вод", Л. Гидрометеоиздат. 1987. с. 58-61.

15. Воробьев Л.Н. Регулирование мембранного транспорта в растениях. Итоги науки и текники. Физиология раст. ВИНИТИ. № 4. 1980. с.5-77.

16. Винберг Г. Г. Пути количественного иследования роли водных организмов как агентов самоочицения загрязненных вод. В кн. "Радиоактивные изотопы в гидробиологии и методы санитарной гидробилогии". М.- Л. 1964, с. 117134.

17. Гавриленко В.Ф., Ладыгина М.Е., Хандобина Л.М. Большой практикум по физиологии растений. М. Высшая школа, 1975.-392 с.

18. Гапочка Л.Д., Дрожжина Т.С., Веселова Т.В., Левина М.З., Карауш Г.А. Фенотипическая адаптация популяции к токсическому воздействию на примере зеленой водоросли Scenedesmus quadricauda// Биол. науки, 1988. №5, с. 62-66.

19. Гапочка Л.Д., Дрожжина Т.С., Карауш Г.А., Озрина Р.Д., Парина О.В. Реакции зеленой водоросли Scenedesmus quadricauda на токсическое действие меди в процессе роста. // Вестн. Моск. ун-та, Сер. 16. Биол. 1989, №2, с. 60-64.

20. Гавриленко Е. Е. Изучение аккумуляции и токсичности некаторых тяжелых металлов у водных макрофитов. Дис. канд. биол. наук. МГУ им. М.В. Ломоносова.- М. 1988.- 217 с.

21. Голиков А. Н., Голиков Н. В. Угнетение и стимуляция как фазы процесса адаптации. Тр. Зоол. ИН-ТА. АН СССР. 1987. Т. 160. С.4-12.

22. Горюнова С. В. Прижизненные выделения водорослей, их физиологическая роль и влияние на общий режим водоемов // Гидровиол. журн. 1966. Т. 2. N 4. с.80-88.

23. Горюнова С. В. Исследование действия цинка, кобальта и кадмия на протококковые водоросли. Дис. канд. биол. наук. МГУ им. М.В. Ломоносова. М. 1980. 265 с.

24. Горленко В.М., Дубинина Г.А., Кузнецов С.И. Экология водных организмов. М. Наука, 1977. 287 с.

25. Григорьев Ю.С., Григорьева И.К. Методические рекомендации по проведению практических работ по экологии на базе учебной экологической лаборатории Крас. ГУ. Красноярск. 1999, 30 с.

26. Грушко Я.М. Ядовитые металлы и их неорганические соединения в промышленных сточных водах. М. Медицина. 1972. 175 с.

27. Гилева Э.А. О накоплении некоторых химических элементов пресноводными водорослями. Проблемы радиационной биогеоценологии. Свердловск. 1965.

28. Гудвин В. В. Окисление воды и синтез молекулярного кислорода // Соросовский образоват. журн. 1996. № 11. с. 9-12.

29. Гудвин Т., Мерсер Э. Введение в биохимию растений. М,: Мир, 1986. Т.1.392 с.

30. Дрейпер Н., Смит Г. Прикладной регрессионный анализ.- М. Статистика. 1973. 392 с.

31. Евеление М.А. Современное состояние провлемы очистки и нормирования сброса сточных вод. В сб "Научные основы установления ПДК в водной среде и самоочищение поверхностных вод". М. 1972. С. 51-53.

32. Евтушенко З.С., Христофорова Н.К. Физиолого-биохимические изменения в бурых водорослях под действием тяжелых металлов // Экология. 1983. №6. С. 62-65.

33. Ибрагим А. М., Патин С. А. Влияние ртути, свиница, кадмия и меди на первичную продукцию и фитопланктон некаторых прибрежных районов средиземного и красного морей// Океанология. 1975. т. 15. №5. с. 886-890.

34. Ибрагим М. А. Исследование вляния цинка, кадмия, кобальта и сульфатного засоления на зеленые водорослей. Дис.- канд. биол. наук. МГУ им. М.В. Ломоносова. М. 1988. 103 с.

35. Ильин В.Б. Элементный химический состав растений. Новосибирск.: 1985. Наука. 230 с

36. Ильницкий А. П., Королев А.А., Худолей В.В. Канцерогенные вещества в водной среде. Ин-т геохимии и аналит. химии им. В.И. Вернадского. М. Наука. 1993.-219 с.

37. Карнаухов Валерий Николаевич. Спектральный анализ в клеточном мониторинге состояния окружающей среды. М. Наука. 2001.- 186 с.

38. Карапетян Н. В., Бухов Н. Г. Переменная флуресценция хлорофилла как показатель физиологического состояния растений // Физиол. раст. 1986. Т. 33. № 5. С. 1012-1026.

39. Климов В.В. Окисление воды и синтез молекулярного кислорода // Соросовский образоват. журн. 1996. № 11. С.9-12.

40. Клейтон Р. Фотосинтез. Физические механизмы и химические модели. М. Мир. 1984. 350 с.

41. Ковалев Ю. В., Красновский А.А. Исследование спектров замедленной люминисценции хлорофиллов в клетках фотосинтезирующих водорослей // Биол. науки. 1980. № 1. С. 38-43.

42. Костяев В. Я. Действие фенола на водоросли. В сб: "Влияние фенола на гидробионтов". Л. Наука. 1973. С. 98-113.

43. Кожова О.М., Бейм A.M. Экологический уониторинг Байкала. М. Экология. 1993. 352 с.

44. Лесников Л.А. Теоретические и методические аспекты расработки ры,охозяйственных ПДК. В сб "Научные основы установления ПДК в водной среде и самоочищение поверхностных вод". М/ 1972. С. 11-12.

45. Лукьяненко В.И. Токсикология рыб. М. Пищевая промышленность, 1967.

46. Лукьяненко В.И. Физиолого-биохимические аспекты водной токсикологии. В сб. "Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов". Мат. 2-го советско-американского симпозиума. Л. 1979. С. 49-55

47. Лукьяненко В.И. В влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. В сб. "Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов". Мат. 2-го советско-американского симпозиума. Л. 1979. С. 23-29.

48. Лядский В.В., Горбунов М. Ю., Венедиктов П. С. Импульсный флуориметр для исследования первичных реакций фотосинтеза у зеленых растений // Биол. науки. 1987. № 12. С. 96-101.

49. Маренков В. С. Разработка и использование люминесцентных методов для экологического мониторинга биосистем. Дис. в виде науч. докл. канд. биол. наук. М. РУДН. 1999. 30 с.

50. Мацкивский В.Н., Кобылянский В.Я., Поликарпов Г.Г. Оценка устойчивости биосистем с позиции теории надежности в задачах биотестирования. В кн. "Надежность и гомеостаз биологических систем". Киев. 1987. С. 184-189.

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

52. Маторин Д.Н. Воздействие природных факторов среды и антропогенных загрязнений на первичные процессы фотосинтеза микроводорослей: Дис.докт. биол. наук. МГУ им. М.В. Ломоносова. М. 1993. 242 с.

53. Мелякина Э.И. Влияние различных концентрация металлов на выживаемость личинок белого амура. В кн. "Роль микроэлементов в жизни водоемов" АН СССР. М. 1980. с. 50-58.

54. Метелев В.В., Канаев А.И., Дзасохова Н.Г. Водная токсикология. М. Колос. 1971.

55. Морозов Н.П. Химические элементы в гидробионтах и пищевых цепях. В кн. "Биогеохимия океана". М. Наука/ 1983. С. 127-164

56. Морозов Н.П., Петрухов С. А. Содежание и растространение тяжелых металлов в компонентах экосистемы Балтиского моря В кн. "Химическое загрязнение морской среды". Л. Гидрометеоиздат. 1981. Вып. 1а. С. 98-131.

57. Мохамед Г. Б. Физиологическая активность микроводорослей при токсических воздействиях. Дис. канд. биол. наук. МГУ им. М.В. Ломоносова. М. 1992. 105 с.

58. Мур Дж. В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. Контроль и оценка влияния. М. Мир. 1987. 285. с.

59. Орлов Константин Юрьевич. Биотестирование как интегральная оценка токсичности природных и сточных вод загрязненных тяжёлыми металлами // Автореф. дис. канд. биол. наук. Москва. 2002. 26 с.

60. Паршикова Т. В. Влияние поверхностно-активных веществ на рост, разможение и функциональную активность водорослей. Дис. канд. биол. наук. Донецкий Госуниверситет. Донецк 1989. 177с.

61. Патин С. А. Влияние загрязнения на биологические ресусы и продуктивность мирового океана. М. Пищевая пром-сть. 1979. 304 с.

62. Патин С.А. Особенности распределения и биологического действия загрязняющих веществ в Мировом океане. Эколого-токсикологическая характеристика крупномасштабного загрязнения морской среды. В кн.: "Человек и биосфера". М. 1982. Вып. 7. с. 62-71.

63. Патин С.А., Морозов Н.П. Некоторые аспекты проблемы загрязнения морской среды тяжелыми металлами // Труды ВНИРО. 1974. с.7-127.

64. Плеханов С.Е., Чемернс Ю.К. Функциональная диагностика влияния тяжелых металлов на зеленые водоросли. Мат. 1 Всес. конф. по рыбохоз. токсикологии. Рига. Зинанте. 1989, С. 74-75

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

66. Патин С.А., Морозов Н. П. Некоторые аспекты проблемы загрязнения морской среды тяжелыми металлами // Труды ВНИРО. 1974. С. 7-127.

67. Рубин А. Б. Биофизика. М. Вышая школа. 1987. Т 1. 319 с.

68. Рубин А. Б. Биофизика. М.: Вьнная школа. 1987. Т 2. 307 с.

69. Рыбальский К. Г., Малярова В. А., Горбатовский В. В., Рыбальская В. Ф., Красюкова Т. В., Левине, В. Экология и безопасность. М. ВНИПИ. 1993. 320 с.

70. Сейсума З.К., Куликова И.Р., Марцинкеевич А.И., и др. Влияние тяжёлых металлов на планктон в экспериментальных экосистемах in situ. Рига.1986. 179 с.

71. Скулачев В. П. Трансформация энергии в биомембранах. М. Наука 1972.203 с.

72. Ступина В. В., Паламар-Мордвинцева Т. М. Промококковые водоросли как агенты доочистки сточных вод предпрятний химических волокон В сб. "Самоочищение, биопродукктивность и охрана и водоемов и водотоков Украины". Киев. Наукова думка. 1975. С. 93-94.

73. Стом Д.И., Балаян А.Э., Шахова Г.В. Комбинированное действие полифенолов и тиолов на гидробионты. // Гидроб. ж. 1988. т. 24, № 1, с. 49-52

74. Строганов Н.С. Теоретические аспекты действия пестицидов на водные организмы. Экспериментальная водная токсикология. Рига: Зинанте. 1979. В. 5. С 11-38.

75. Страхов Н.М. Геохимия современного седиментогенеза. В кн. Океанология. Химия океана. М. Наука. 1979. т.2. С. 9-239.

76. Телитченко М.М., Шестерин И. С., Иванов Э. В. Изучение антиокислительной и биологической активности внеклеточных метаболитов зелёных водорослей в процессе их роста // Биол. науки. 1972. № 8. С.26-27.

77. Туманов, А. А., Филимонова И. А., Постнов И.Е., Осипова Н.И. Биологический метод определения катионов тяжелых металлов в воде. В кн. "Методы биоиндикации и биотестирования природных вод". Л. Гидрометеоиздат,1987. С. 42-48.

78. Федоров В.Д., Канков В.И. Руководство по гидробиологическому контролю качества природных вод. МГУ им. М.В. Ломоносова. М. 2000.120с.

79. Филенко О. Ф. Водная токсикология. М. МГУ. 1988. 154 с.

80. Чапаева С. А. Физиологическое состояние культур зеленых микроводорослей и накопление внеклеточных органических веществ. Автореф. дис.канд. биол. наук. М. МГУ. 2004. 25 с.

81. Чемерис Ю. К., Шендерова Л. В., Венедиктов П. С. Изменение состояния фотосинтетического аппарата Chlorella vulgaris Beijer. в процессе развития в условиях голодания по азоту// Физиол. раст. 1983. т. 30. С. 668-678.

82. Чемерис Ю. К., Шендерова Л. В., Лядский В. В., Венедиктов П. С. Связь инактивации ФС II с накоплением продуктов фотосинтетического метаболизма углерода при азотноом голодании клеток хлореллы // Физиол. раст. 1990. Т. 37. Вып. 2. С. 241-248.

83. Черкинский С.Н. Принципы и методы гигиенического нормирования химических веществ в интересах санитарной охраны водоемов. В сб. "Научные основы установления ПДК в водной среде и самоочищение поверхностных вод". М. 1972. С. 3-7.

84. Шувалов В. А. Первичное преобразование световой энергии при фотосинтезе. М. Наука. 1990. 207 с.

85. Шувалов В. А., Литвин Ф. Ф. О механизмах длительного послесвечения листьев растений и запасания энергии в реакционных центрах // Молекулярная биология. 1969. Т. 3. № 1. С. 59-79.

86. Baber J., Anderson B. Too much of a good thing; light can be bad for photosynthesis // Trends Biochem. Sci., 1992. v. 17, P. 61-66.

87. Baker N.R., Fernuhough P., Meek I. T. Hight-dependent inhibition of photosynthetic electron transport by zink // Physiol. Plant. 1982. v.56, P. 217-222.

88. Bartlett L., Rabe R. V., Funk W. H. Effects of copper, zinc and cadmium on Selenastrum copricarnutum // Water Research. 1984. V. 8. P. 179-185.

89. Benes, P., and E. Steinnes. In situ dialysis for the determination of the state of trace elements in natural water, Water research . 1974. 8: P. 947-953

90. Brown, В. Т., and В. M. Rattigan. Toxicity of soluble copper and other metal ions to Elodea Canadensis, Enviromental Pollution 1979. 20: P. 303-314.

91. Cain J. R., Paschai D. C., Hawden С. M. Toxicity and bioaccumulation of cadmium in the colonial green alga Scenedesmus obliquus // Arch. Of Cont. and toxicol. 1980. v. 9. P. 9-16.

92. Conway H. L. Sortions of arsenic and cadmium and their effects on growth, micronutrient utilization of Asterionella Formosa// J. Fish. Res. Board. Can. 1978. V. 35. N 3. P. 286-294.

93. Demming Adams В., Adams W.W. Phtoprotection and other responses of plants to hogh light stress // Ann. Rew, Plant physiol. Plant mol. Biol. 1992. v.43. P.599626

94. De Filippis L.F., Hampp R., Ziegler H. The effects of sublethae concentrations of zinc, cadmium on Englena. II. Respiration, photosynthesis and photochemical activities //Arch. Microbial. 1981 v. 128, P.407-411.

95. Fennicon К. В., Hirshfield H. J., Kneip T. J. Cadmium toxicity in plantonic organisms of a freshwater food web // Environmental Res. 1978. v. 15. N 3. P. 317-367.

96. Fisher N. S., Frood D. Heavy metals and marine Diatoms: influencie of dissolved organic compounds of toxicity and selection for metal tolerance among four species // Marine Biol. 1980. v. 59. P. 85-93.

97. Gipps J. F., Biro P. The use of Chlorella vulgaris in a simple demonstrations of heavy metal toxicity // J. of Biol. Education. 1978. V. 12. P. 207-214.

98. Hart B.A., Scaife B.D. Toxicity and bioaccumulation of cadmium in Chorella pygenoidosa // Env. Res. 1977. 4, N 3. P. 401-413.

99. Hart, В. Т., and S. H. R. Davis. Trace metal speciation in the freshwater and estuarine regions of the Yarra River, Victoria. Estuarine, Coastal and Shelf Science. 1981 12. P. 353-374.

100. Hutchinson Т. C. Comparative studies of the phytotoxicity of heavy metals to phytoplankton and their synergistic interactions // Water Pollution Reasearch in Canada. 1973. v. 8. P. 68-89.

101. Hutchinson T.C., Czyrska H. Cadmium and zinc toxicity and synergism to floating aquatic plants // Water Poll. Res. In Canada. Inst. Of Environ. Sci. and Eng., Publ. 1972. El-3, P. 130-136.

102. Hutchinson Т. C., Stokes P. Heavy metal toxicity and algae bioassays // * Quality parameters. Philadelphia: American Society for testing of msterisls. 1975.

103. Special Technical Publication. N. 573. P.320-343.

104. Jenings J.R., Rainbow P.S. Accumulation of cadmium by Dunaliella tertilecta Buther // Jorn. Plancton Res. 1979. V.l N.l. P. 67-74.

105. Joyce S.E., Aranka V., Bart U. Kinetics of cadmium uptake by green algae // Water, Air and Soil Pollut. 1995. V.83. N 1-2. P. 105-122.

106. Jeffercy A.B., Raimon F.R., Joinson D.M. The significance of physico-chemical variables in quatic bioassays of heavy metals// Bioassay Techniques and Environmental Chemistry. Ann. Arbor. 1974. P. 259-274.

107. Kawaguchi S., Maita G. Amino-acid seguence of cadmium bindindreptide induced in marine diatom Faeodactulum tricornutum // Bull. Env. Con. And toxiol. 1990. v.45, N 6. P.893-899.

108. Martinez-Tabche L., Gernau-Faz C., Ramirez-Moras, Galar-Castelan I. Efecto del carbusil у del polm sobre fenoles, clorofila у protein de la mcroalga Ankistroadesmus falcatus // Rev. Latinoa. Microbiol. 1995. v. 37. P. 93- 99.

109. Mirele G., Stokes P.M. Heavy metals tolerante and metal acumulation by plantonie algae // Trace Substances Env. Health. Columbia. 1976. P. 113-122.

110. Oquist G., Hardstrom A., Aim P., Samelson G., Richarson K. Chlorophyll a fluorescence as an alternative method for estimating primary production // Mar. Biol. 1982. v. 68, No. 1. P. 71-75.

111. Pimentel F. Jose Luis., Alliende E. Piedad. La basura asiste a clases. Proyecto Aprendiendo conservamos el futuro (ACEF), Valdivia, Chile 1997. P. 101.

112. Purves D. Trace-element contamination of the environmental. Amsterdam e. a. Elsevier. 1977. 260 p.

113. Rain L. C., Gaur J. P., Kumar H. D. Phycology and heavy metal pollution // Biol. Cambrige Phil. Soc. 1981. V. 56. N 2. P. 99-151.

114. Rai L. C., Gaur J. P., Kumar H. D. Protective effects of certain environmental factors of the toxicity of Zing, mercury, and methylmercury to Chlorella vulgaris // Environmental Research. 1982. V. 25. N 2. P. 250-259.

115. Rachlin J.V., Farran M. Growth response of green algae Chlorella vulgaris to selective concentrations of Zinc //Water Res. 1974. V. 8. N 8. P. 574-577.

116. Sacaguchi Т., Tsuji Т., Nakajima A., Hosikosh T. Accumulation of cadmium by green microalgae // European J. of Appl. Microbiol. 1979. V. 8. P 207-215.

117. Say P. J., Diaz В. M., Witton B. A. Influence of zinc on lotic plants. I. Tolerance of honnidium species to zinc // Fresh-water Biol. 1977. v. 7. N 4. P. 357-376.

118. Shiber, I. G. Metal concentrations in certain coastal organisms from Beirut. // Hydrobiologia 1981. 83. P.181-195.

119. Song S. Ecological characteristics of some algae population along environmental gradient of Zinc // Korean J. of Bot. 1977. V. 20. P. 119-126.

120. Sosak-Swiderska В., Tyrawska D., Mazurek U., Wlczok A., Morphometry evaluation of cadmium-contaminated Chlorella vulgaris Beij. 1890 strain a 8 cell // Pol. Arch. Hydrobiol. 1994 a. v. 41. N 1. P. 133 147.

121. Stratton G. W., Corke С. T. The effects of mercurc cadmium and nickel ion combinations on a blue green algae // Chemosphere. 1979. 8. P. 731-740.

122. Venediktov P.S., Chemeris Y. K., Heck O. J. Regulation of the quantum yeld of photosystem 2 reactions by products of CO2 fixation in Chlorella // Photosynthetica. 1989. v.23 P. 281-287.

123. Whiston A. J., Mc. Anley P.J., Smith V.J. Removal of heavy metals from wastewater by marine microalgae // J. Exp. Bot.- 1995. v.46. suppl. P. 13.

124. Wilhelem C. The biochemistry and physiology of ligt-harvesting processes in chlorophyll b and chlorophyll с containing algae // Plant. Biochem. 1990. v.28 (2). P.293-306.

125. Word B. J. B. Fatty acids and saponifiable lipids// Algae physiol. And saponifiable lipids// Algae physiol. and biochemistry. Oxford. Blackwell Sci. Publi. 1974. V. 10. P. 236-265.

126. Wong P. T. S., Beaver J. L. Algae biomassays to determine toxicity of metal mixtures // Hydrobiologia. 1980. v. 74. P. 199-208.

Информация о работе

Пиментел Флорес Хосе Луис
кандидата биологических наук
Москва, 2004
ВАК 03.00.16

Диссертация

Микроводоросли как объект биомониторинга в условиях антропогенного стресса при действии тяжелых металлов - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы