Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Процессы комплексообразования в механизме токсического действия загрязняющих веществ техногенного происхождения

ВАК РФ 03.00.02, Биофизика

Автореферат диссертации по теме "Процессы комплексообразования в механизме токсического действия загрязняющих веществ техногенного происхождения"

На правах рукописи

вфшУ

САРАТОВСКИХ Елена Анатольевна

ПРОЦЕССЫ КОМПЛЕКСООБРАЗОВАНИЯ В МЕХАНИЗМЕ ТОКСИЧЕСКОГО ДЕЙСТВИЯ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ ТЕХНОГЕННОГО ПРОИСХОЖДЕНИЯ

03 00 02 - биофизика 03 00 16 - экология

АВТОРЕФЕРАТ диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

00344 7О 14

Москва - 2008

003447014

Работа выполнена в Институте проблем химической физики РАН и Московском государственном университете им М В Ломоносова

Научный консультант доктор биологических наук, профессор

О Ф Филенко

Официальные оппоненты доктор биологических наук, профессор

ЮП Козлов

доктор физико-математических наук, профессор ЕВ Веницианов

доктор биологических наук Л В Семеняк

Ведущая организация Московский государственный университет

технологий и управления

Защита диссертации состоится » 2008 г в

на заседании Специализированного Совета Д 501 001 55 при Московском государственном университете им М В Ломоносова, биологический факультет по адресу 119992, г Москва Ленинские горы МГУ Биологический факультет, ауд №389

Я У// СУ''

" 2008 гв 2 / —час

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Московского государственного университета им МВ Ломоносова

¿К

Автореферат разослан « хр» (Х/углг/ут г

тщцк

Ученый секретарь .

Специализированного совета, /

кандидат биологических наук 1< I Н В Карташева

© Саратовских Е А 2008 ©Институт проблем химической физики РАН 2008

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность работы Опасность химического загрязнения окружающей среды проявляется в прямом и опосредованном токсическом действии на живые организмы значительных количеств веществ, техногенного происхождения Техногенные загрязняющие вещества приводят к возникновению химических реакций - в объектах окружающей среды и изменению биохимических реакций, протекающих в организмах В результате экосистемы теряют способность к самоочищению Накопление токсикантов в природных объектах обусловливает прогрессирующие темпы сокращения объемов и ухудшения качества ресурсов жизнеобеспечения человечества - запасов питьевой воды, промысловых организмов, почв, пригодных для сельскохозяйственного использования

При существующих технологиях, рост промышленного производства и энергетики связаны с образованием отходов пропорционально объему произведенной продукции, что вызывает соответствующий рост загрязнения биосферы Кардинальное решение проблемы состоит в переходе на безотходные технологии и реутилизацию материалов в производстве и потреблении, оборотные схемы водопользования и комплексное использование ресурсов

В области сельского хозяйства (с/х) опасность применения пестицидов и других химических средств защиты растений (ХСЗР) обусловлена их прямой токсичностью по отношению к почвенным микроорганизмам, формирующим плодородие почв Зачастую, ХСЗР отличаются высокой устойчивостью к биотрансформации, из-за блокирования окислительных процессов, и характеризуются ннзкой способностью к разложению под действием солнечной радиации, поэтому аккумулируются в почве, воде, в живых организмах В результате может снижаться продуктивность с/х культур и ухудшаться качество продукции, возникновение мутаций приводит к появлению более токсикоре-зистентных видов сорной растительности Переход химических загрязняющих веществ (ЗВ) с продуктами питания в организмы животных и человека является причиной возникновения практически всех форм хронических заболеваний у населения, а так же таких тяжелых нарушений, как онкологические или патологии у новорожденных

Решение совокупности этих сложных проблем в значительной степени определяется успехами фундаментальных исследований в области физической химии, биохимии, химической экологии Раскрытие молекулярных механизмов биологического действия экотоксикантов на структурно-функциональные системы клетки -ферментные системы, биомембраны, генетический аппарат - необходимы для успешной борьбы за чистоту окружающей среды и безопасность существования человека Без понимания химических механизмов формирования токсичности невозможно создавать методы контроля состояния окружающей среды, прогнозировать возможную токсичность, отдаленные последствия применения препаратов, предотвращать возникновение вредных продуктов трансформации исходных соединений, разрабатывать эффективные и экологически безопасные способы переработки отходов промышленных и с/х-производств, стоков коммунально-бытового хозяйства

Огромные объемы выбросов ЗВ в объекты окружающей среды, биоаккумуляция, в сочетании с биотрансформацией поллютантов, приводящей к появлению более персистентных и токсичных соединений, чем исходные, - привели к высокому уровню загрязнения биосферы санитарно-эпидемиологические станции (СЭС) выполняют более сотни измерений каждой отобранной пробы Поэтому необходимы

новые интегральные методы биотестирования Разработка способов детоксикации, очистки объектов природы от промышленных, с/х- и коммунальных стоков, с целью охраны биосферы, как среды обитания человека - задача, в которой новые решения могут возникать только на базе фундаментальных исследований и на стыке нескольких научных дисциплин

На защиту выносится новая научная гипотеза об определяющей роли процессов комплексообразования техногенных токсикантов с компонентами структурно-функциональных системам клетки в механизме токсического поражения организма Цель работы Изучение роли процессов комплексообразования в механизме действия токсикантов на структурно-функциональные системы клетки и их значения для общебиологических проявлений интоксикации и экологических эффектов В связи с поставленной целью решались следующие задачи Исследование механизма химического действия экотоксикантов (пестицидов, комплексов металлов, хлорорганических соединений (ХОС), в частности, хлор фенолов) на микроэлементы, нуклеотиды, мембрано-связанные металлсодержащие окисляющие ферменты, липиды мембранных структур

Установление корреляции между процессами комплексообразования ЗВ, протекающими в организме, энергодефицитом клетки и физиологическими эффектами т vivo Создание интегрального метода экспресс-контроля токсикологического состояния водных объектов окружающей среды

Исследование продуктов разложения ЗВ Разработка технологии детоксикации и очистки питьевой и сточной вод, вытяжек из твердых объектов или промышленных отходов от ЗВ с использованием процессов комплексообразования, обработки ультрафиолетом (УФ), в комплексе с биологическими методами

Выявление связи между результатами, полученными в ходе целенаправленного мониторинга водного объекта (на наличие пестицидов, металлов, ХОС) и технологией очистки сточных вод на городских очистных сооружениях

Научная новизна. Впервые показано, что техногенные токсиканты, относящиеся к соединениям различных химических классов, а также образованные ими комплексы с рядом металлов проявляют высокую способность к дальнейшему ком-плексообразованию с такими компонентами живой клетки, как моно - и динуклео-тиды Создана математическая модель, позволяющая количественно оценить степень комплексообразования токсикантов с нуклеотидами Определены константы устойчивости образующихся комплексов

Впервые проведено сравнение ингибирования активности окислительной металлсодержащей ферментной системы - НАДН-оксидоредуктазы, восьмью пестицидами различного химического строения, комплексами гербицида лонтрел с восьмью разными металлами, и солями этих металлов Определены кинетические параметры и тип ингибирования Выявлен порядок изменения антиредуктазной активности ЗВ в зависимости от величины их константы ингибирования фермента Показано, что в активном центре фермента соли металлов конкурируют за место связывания с акцептором электронов, а лиганды и комплексы - с донором Прочность связи ЗВ с ферментом (и токсические свойства этого ЗВ) возрастает при переходе от иона металла к лиганду и к комплексу

Создана новая математическая модель процесса переноса токсикантов через липосомальные мембраны, впервые доказывающая, что комплексообразование с липидами является лимитирующей стадией процесса переноса через мембраны и

причиной биоаккомуляции ЗВ Рассчитанные коэффициенты массопереноса имеют обратную корреляцию с константами комплексообразования

Выявлено, что причиной возникновения мутаций (типа сдвига рамки считывания), при действии ЗВ (ХОС, пестицидов и метаплокомплексов) на многоклеточный организм является образование комплексов с ДНК и РНК, приводящих к нарушению нативности двойной спирали, гидролизу фосфодиэфирных связей Определены константы устойчивости комплексов ЗВ с полинуклеотидами Показана корреляция констант комплексообразования с физиологическими эффектами токсичности, проявляемыми in vivo влиянием на рост численности почвообитающих микроорганизмов и гидробионтов, со степенью генотоксичности изученных ЗВ

Впервые установлено, что образование комплекса техногенного токсиканта с аденозинтрифосфорной кислотой (АТФ) приводит к энергодефициту клетки, который является важной причиной развития интоксикации, приводит к гибели клетки и целого организма Характеристикой энергодефицита является константа комплексообразования, которая коррелирует с количественными параметрами биологического действия ЗВ подавлением прорастания семян, ростом вегетирующих растений, жизнедеятельностью организмов, подавлением ферментативной активности, индуцированием генных мутаций

Показано, что гербицид лонтрел и его комплексы с металлами трудно поддаются биологической деградации Впервые установлены продукты, образующиеся при разложении гербицида лонтрел под действием УФ составляющей солнечного света Выявлена повышенная токсичность продуктов разложения гербицида лонтрел по сравнению с исходным соединением

Практическая значимость. Получены новые данные о существовании в растворе устойчивых бидентатных комплексов пестицидов с ионами металлов Показана экологическая опасность возможного возникновения подобных комплексных соединений в открытых водоемах и клетках живых организмов, включая теплокровных высших трофических уровней, из-за повышенных токсических свойств комплексов

Установлена корреляция между константой комплексообразования пестицидов с АТФ и эффектом подавления прорастания семян, гербицидным действием на ве-гетирующие растения, содержанием хлорофилла в листьях, что может быть использовано в качестве экспресс-теста на этапе первичного скрининга пестицидов с АТФ-зависимым механизмом действия

Исследованы кинетические закономерности УФ разложения гербицида лонтрел, которые могут быть использованы при очистке стоков промышленных производств, разработке технологий очистки почв, вод, утилизации запасов ХСЗР

Показана потенциальная канцерогенная и мутагенная опасность ЗВ (пестицидов лонтрел, зенкор, базагран, раундап, кузагард, сетоксидим, тачигарен, тилт, ме-таллокомплексов гербицида лонтрел, хлорсодержащих фенолов), обусловленная их комплексообразованием с ДНК и РНК

Доказано, что техногенные ЗВ ингибируют действие окисляющих ферментных систем в организмах, что снижает способность к самоочищению водоемов и почв

Предложен новый метод определения интегральной токсичности объектов окружающей среды воды, почв, продуктов питания

Проводившийся в течение нескольких лет целенаправленный мониторинг среднего течения реки Волги, показал, что причиной наличия хлорорганических ЗВ в

концентрациях, значительно превышающих ПДК, является хлорирование сточных вод на городских очистных сооружениях

Разработаны способы очистки вод (питьевого водоснабжения, технологического цикла, сточных вод) с применением УФ излучения На основании проведенного мониторинга состояния очистных сооружений и питьевого водоснабжения г Казани, предложены методы интенсификации очистки и увеличения их пропускной способности Замена хлорирования на УФ обработку сточных вод и циркуляция их - значительно улучшит экологическую обстановку водных бассейнов

Вклад автора в работы, выполненные в соавторстве и включенные в диссертацию, состоит в формировании направления, постановке общей задачи, личном участии во всех этапах работы в ходе экспериментального исследования, в анализе и интерпретации полученных данных, в планировании на их основе новых перспективных направлений научных исследований и технологических разработок

Апробация работы Материалы диссертации были доложены на XIX и XVI международном Симпозиуме «Современная химическая физика» (Туапсе, 2007, 2004), на международном Конгрессе «Вода экология и технология» (Москва, 2000, 1996, 1994), на международной конференции «Высокоорганизованные каталитические системы» (Москва, 2004), на XI международной конференции «Химия органических и элементорганических пероксидов» (Москва, 2003), на международном семинаре «Активация малых молекул комплексами металлов» (Ленинград, 1989), на IV Всесоюзном совещании по кристаллохимии неорганических и координационных соединений (Бухара, 1986), на Всесоюзном координационном совещании по пестицидам (Черноголовка, 1988), на Всесоюзном совещании по химии и технологии пиридин содержащих пестицидов (Черноголовка, 1988), и др

Публикации По материалам диссертации опубликована 21 работа в реферируемых журналах, 3 отчета по программе Минэкологии РФ «Экологическая безопасность России», 7 отчетов по научно-практическим хоздоговорным работам

Структура и объем диссертации Диссертация состоит из введения, обзора литературы, главы, посвященной материалам и методам, 6 глав собственных исследований, заключения, выводов, списка литературы, охватывающего 585 источника, из них - 50% иностранных Работа изложена на 485 страницах" машинописного текста, включает 80 рисунков, 56 таблиц, 11 схем, 6 фотографий, 2 чертежа

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1. МОЛЕКУЛЯРНЫЕ АСПЕКТЫ ЭКОЛОГИЧЕСКИХ ПРОБЛЕМ. Литературный обзор

В этой главе собраны и обобщены литературные данные по воздействию техногенных токсикантов на окружающую природу Сопоставлены различные точки зрения на механизм действия пестицидов Освещена роль микроэлементов в жизнедеятельности живых организмов, с которыми, главным образом, связываются процессы комплексообразования в биологических системах Проведенный анализ литературных данных показывает, что, несмотря на многочисленные исследования молекулярных механизмов действия различных токсикантов, как на модельных системах, так и на реальных биологических объектах, многое в этом вопросе остается не ясным На момент начала исследований, вплоть до настоящего времени,

данные о роли процессов комплексообразования в механизме действия ЗВ, и формировании токсичности ограничены и связываются искчючительно с ролью металлов С другой стороны, вопросы, связанные с молекулярными взаимодеиствиями ЗВ в метаболических процессах так же рассматриваются весьма узко, ограничиваясь, как правило, одной ферментной системой На основе критического анализа литературных данных нами были сформулированы конкретные задачи исследования, определена последовательность их решения

Глава 2. СПОСОБЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ ВОЗДЕЙСТВИЯ ЗВ НА МОЛЕКУЛЯРНОМ УРОВНЕ НА КОМПОНЕНТЫ КЛЕТКИ И ВОДНЫЕ ОБЪЕКТЫ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ. Объекты и методы исследований

В качестве объекта исследования взяты действующие вещества восьми широко используемых пестицидов различного химического строения (гербициды раундап, базагран, кузагард, сетоксидим, лонтрел, зенкор, фунгициды тачигарен, тилт), хлорпроизводное фенола - 2,4,6-трихлорфенол, красители - бенгальский розовый и метиленовый голубой, соли и бидентатные комплексы лонтрела с ионами 8 металлов (Си, Со, Mo Mn, Mg, Fe, Zn, N1)

Состав и строение синтезированных комплексов исследовали методами элементного анализа, ЭПР, ИК и электронной спектроскопии, рентгенографии Образование комплексов с нуклеотидами изучали флуоресцентным методом, при концентрации ЗВ от 10"8 до 10 2 М Определение температуры плавления ДНК проводили спектроскопически в термостатируемой кювете

В работе использовалась выделенная из мембранных структур клеток метано-кисляющих бактерий Methylococus capsulatus (штамм М, КФ 1 6 99 25), дополнительно очищенная НАДН-оксидоредуктаза, молекулярная масса 180 кДа Кинетические параметры и тип ингибирования определяли по методике Михаэлиса-Ментен Проникновение ЗВ через мембраны изучали на бислойных липосомах из фосфатидилхолина и холестерина В качестве флуоресцентной метки использовалось этенопроизводное аденозинтрифосфорной кислоты (е-АТФ) спектр возбуждения Х.=312 нм, максимум флуоресценции Х=420 нм

Анализ влияния пестицидов и комплексов на прорастание семян, рост растений и содержание хлорофилла, проводили на однодольных (озимая пшеница «Мироновская 80») и двудольных (горох «Улановский юбилейный») растениях Жизненные циклы и популяционную динамику микроартропод испытывали на почвооби-тающих коллемболах видов Folsomia Candida (.Isotomidaej и Ceratophysella denticulate Токсикологическую оценку водных растворов экотоксикантов выполняли на культуре инфузорий Tetrahymena pyriformis и светящихся бактериях Вепекеа harxey (штамм В 1 7) по стандартным методикам Генотоксичность определяли на модифицированном тесте Эймса Salmonella/мшросомы

Биохимическое поведение лонтрела и Си(лонтрел)2 изучали в лабораторном аэ-ротенке, на активном иле очистных сооружений, подвергнутом мутагенной обработке нитрозометилмочевиной Фотохимическое разложение проводили в кварцевом реакторе, использовали лампы марок ДРШ-1000, ДРБ-8 и БРА-15 с длинами волн излучения в диапазоне 250-600 нм и барботированием кислородом, озоном, воздухом, аргоном Продукты фоторазложения лонтрела установлены газовым хроматомасс-спектрометрическим методом Определение ЗВ в процессе мониторинга Волги выполняли высокоэффективной жидкостной хроматографией

Глава 3. ХЕЛАТИРОВАНИЕ МЕТАЛЛОВ, КАК ОДНА ИЗ ПРИЧИН УВЕЛИЧЕНИЯ ТОКСИЧНОСТИ КСЕНОБИОТИКОВ

Пестициды и металлы являются в настоящее время преобладающими ЗВ окружающей среды; с другой стороны - микроэлементы входят в состав клеток живых организмов. Естественно, что изучение процессов комплексообразования были начаты с исследования взаимодействия металлов и пестицидов.

§1. Синтез и свойства бидентатных комплексов ЗВ

Изучалась комплексообразующая способность лонтрела (3,6-дихлорпиколиновой кислоты - 3,6-ДХПК = L) и 3,4,5-ТХПК с металлами: Со(П), Mn(II), Cu(II), Ni(II), Mg(ll), Mo(IV), Zn(II), Fe(II). Комплексы получены при взаимодействии спиртового раствора лонтрела с водными растворами различных солей: хлоридами, карбонатами, сульфатами, аммиакатами. Во всех случаях происходит образование комплексов соотношения 1:2. В ИК спектрах всех комплексов присутствуют полосы поглощения (п.п.) в пределах 1610-1590 см"1, соответствующие v(C=0) координированной. Появление в спектрах комплексов новой п.п.

в области 1620 см"' указывает на существование координированной группы СОО" по типу О-М-О, т.е. на образование прочной ковалентной связи металл-кислород. Интенсивная п.п. 920 см'1 в спектре лонтрела принадлежит v(C-N). А её отсутствие в спектрах комплексов указывает на перераспределение энергии данной связи при образовании новых соединений. Вновь появляющуюся во всех спектрах п.п. в области 460 см"1 можно идентифицировать как v(M-N). Соответственно установлены п.п., принадлежащие Рис. 1. Строение комплекса CuL2 S(O-M-O) и 8(N-M-N).

Анализ ИК спектров синтезированных комплексов показал следующий порядок v(COO'): Ni=Fe<Mo=Co<Cu<Mn<Zn<Mg. Известно, что частота валентного колебания карбонила уменьшается симбатно увеличению константы устойчивости комплекса, т.е. NiL2 и FeL2 наиболее прочные, a MnL2, ZnL2 и MgL2 - наименее.

Данные рентгенострукгурного анализа трёх медных комплексов показали, что они имеют октаэдрическое строение с разной степенью искажения координационного полиэдра. В центросимметричном комплексе (рис. 1) хлорпиколиновые фрагменты связаны с металлом атомами азота и одного из атомов кислорода карбоксильной группы с образованием пятичленных металлоциклов. Кристаллы CuL2 имеют полимерную цепочечную структуру. До октаэдрической координации атом Си дополняется двумя атомами кислорода карбоксильной группы соседней молекулы, с образованием 4-х членного хелатного металлоцикла. В результате один из лигандов является концевым, а второй - мостиковым. При этом образуется полимерная цепь - Cu-O-Cu- с расстояниями Си-0 2,13 и 2,74°А.

§2. Поведение металлокомплексов в водных растворах

Мелкодисперсные образцы комплексов СиЪ2 имеют аксиально-симметричный спектр ЭПР Существенное отличие ц-фактора от чисто спинового и форма спектра свидетельствуют о значительной примеси орбитального магнитного момента в суммарном магнитном моменте неспаренного электрона, что свидетельствует об октаэдрическом искажении кристаллического поля лигандов Из сравнения спектров ЭПР замороженных растворов следует, что при растворении в воде все комплексы сохраняют координационное окружение центрального ядра Слабое ушире-ние сигналов растворенных в воде образцов при 300 К свидетельствует о частичном спаривании электронов, т е объединении двух и более молекул в полимерные цепочки, аналогичные [Си(Ь)2]„

Таким образом, в нативных условиях рассмотренные комплексы существуют как единое целое в недиссоциированном состоянии Они способны участвовать в дальнейшем комплексообразовании с биоактивными лигандами за счет заполнения координационной сферы металла В водной экосистеме с широким набором ЗВ, возможно образование комплексных соединений, аналогичных рассмотренным

Глава 4. НУКЛЕОТИДЫ КАК ОБЪЕКТ АТАКИ КСЕНОБИОТИКОВ

Состав биологических макромолекул прост в своей основе Все живые организмы состоят из одних и тех же молекул, используемых как строительные блоки Такими «блоками», в частности, являются нуклеотиды, играющие одну из ключевых функций в метаболизме и репликации, выполняют энергетические и регуляторные процессы, участвуют в биосинтезе Клетки организмов улавливают, сохраняют и передают энергию в химической форме, главным образом в виде энергии, заключенной в молекулах мононуклеотида АТФ Поэтому мы исследовали образование комплексов с нуклеотидами пестицидов и их комплексов с металлами

§1. Комплексование техногенных токсикантов с АТФ

Тушение флуоресценции е-АТФ наблюдается при концентрации пестицида от 10 7 до 102 М, что свидетельствует о возникновении комплексов е-АТФ-пестицид

Таблица 1. Значения констант комплексообразования нуклеотидов с пестицидами и металлокомплексами гербицида лонтрел (К^р, М"1)

Кк/о-10 \ Кк/оср"10 Сое- Кк/обр'Ю Кк/с'Ю^, Кк/оор'Ю 3,

Соеди- М1 М-1 дине- М"1 М"1

нение е-АТФ е-НАДН ние е-АТФ АТФ Е-НАДН

рН = 6,8 рН = 6,8 рН= 1,68

Базагран 4,7±0,4 - мёь2 0,8±0,02 21,1±14,6 -

Зенкор 26,5±3,3 21,33±1,5 МпЬ2 2,2±0,1 40,4±14,8 -

Кузагард 9,7±0,5 2,51±0,04 РеЬ2 8,8±0,4 47,2±20,3 0,55±0,06

Лонтрел 15,0±2 11,70±0,4 СоЬ2 600±200 32,2±0,6 3,05±0,14

Раундап 8,2±1,2 2,20±0,41 21,6±0,5 105,8±54 4,74±0,34

Сетоксид 5,0±0,3 2,84±0,71 СиЬ2 851,4±82 296,6±90 4,56±0,16

Тачигрен 1,1 ±0,04 1,80±0,39 Ъ^г 1,6±0,06 86,3±18 -

Тилт 0,8±0,06 0,46±0 06 МоЬ2 3,6±0,4 - 2,15±0,07

Для уточнения механизма образования, и оценки констант устойчивости комплексов нами была создана математическая модель процесса Предполагалось, что вза-модействие пестцидов (Р) с е-АТФ (Е) происходит по схеме

Е+пР<—^—»П,

где П - комплекс, п - стехиометрический коэффициент, Кк/о6р = к+/к" - константа

комплексообразования

г [Е„ЫЕ]

Р„10',М

Рис. 2. Зависимость изменения относительной флуоресценции от концентрации пестицида или металлокомплекса 1 - лонтрел с е-АТФ, 2 - лонтрел с АТФ, 3 -СиЬ2 с е-АТФ, 4 - СиЬ2 с АТФ Сплошная линия - теоретическая кривая, точки - данные эксперимента Концентрации е-АТФ=1 10 5М, АТФ=2 1(Г4М,

[Е]ЦР0]-п([Е0]-[Е])}" Определенный стехиометрический коэффициент п для всех изученных соединений равен 1±0,2, тес одной молекулой е-АТФ взаимодействует лишь одна молекула пестицида По найденным значениям Кк/о6р и п рассчитывали теоретические кривые титрования Все рас-счеты проводили на ЭВМ БЭСМ-6 На рис 2 приведены экспериментальные зависимости изменения относительной флуоресценции (1/10) от исходной концентрации пестицида (Р0) и соответствующие им теоретические кривые для гербицида лонтрел и комплекса СиЬ2, рассчитанные по найденным зна-

чениям п и константы комплексообразования (К„/о6р) Наиболее прочные комплексы с е-АТФ образуют зенкор и лонтрел, а наиболее слабые - тилт и тачигарен Величина Кк/0<5р изученных пестицидов изменяется в ряду зенкор > лонтрел> кузагард > раундап > сетоксидим > базагран >тачигарен>тилт (табл 1)

фосфат рибоза

Рис. 3 Строение тройного комплекса е-АТФ с металлокомплексами гербицида лонтрел = [с-АТФ-Си(Ь)2]

да т'с

Рис. 4. Кривые плавления ДНК 1 - контроль В присутствии 2 - лонтрел, 3 - ¥е{1)г

В случае комплексов Си-, Со-, N11-2 - К^, с е-АТФ выше, чем у исходного лон-трела, у комплексов других металлов, на один - два порядка ниже Прочность комплексов е-АТФ с комплексами М(Т)2 = [е-АТФ-М(Ь)2] изменяется в ряду Си > Со > N1 > Ре > Мо > Мп > Ъл. >

Структура комплекса е-АТФ с металлокомплексами лонтрела представлена на рис 3 Тушение флуоресценции АТФ, как и в случае е-АТФ, происходит без изменения положения максимума возбуждения и эмиссии флуоресценции Комплекс [АТФ-ЗВ] образуется за счет протонирования атома азота N-7 аденинового гетеро-цикла, одновременно атом азота терминальной ЬГН2- группы может связываться с молекулой ЗВ за счет образования водородной связи Прочность комплексов с АТФ в 5 - 10 раз выше, чем с е-АТФ (табл 1)

§2 Взаимодействие ЗВ с ди- и полииуклеотиламн

Результатом тушения флуоресценции этенопроизводного динуклеотида НАДН (е-НАДН) является образование ковалентной связи с адениновым фрагментом С одним модифицированным звеном взаимодействует лишь одна молекула пестицида Константы комплексообразования, рассчитанные на одно звено представтены в табл 1 По величинам Кк/0бр пестициды выстраиваются в гипотетический ряд активности, идентичный полученному при взаимодействии с АТФ наибольшей К^,, обладает зенкор, наименьшей тачигарен и тилт Комплексы лонтрела с Си, Со, N1, Ре, Мо образуют прочные комплексы с динуклеотидом (табл 1) При взаимодействии с ДНК и РНК СиЬ2, СоЬ2, №Ь2, МоЬ2 имеют К^р выше, чем лонтрел (табл 2)

Для выяснения влияния пестицидов на вторичную структуру нуклеиновых ки-счот проводили термическую денатурацию ДНК Вещества с высокими Кг/обр образуют наиболее прочные комплексы с аденином и оказывают глубокое воздействие на структуру ДНК Под их влиянием плавление ДНК становится не кооперативным (рис 4), гиперхромный эффект (ГЭ) значителен (40% в контроле, 6-7% у зенкора и лонтрела) Кузагард, сетоксидим, металлокомплексы имеют высокую константу связывания, но из-за больших размеров и разветвленного строения не в- состоянии внедриться в двойную спираль и полностью нарушить нативность Плавление ДНК остается кооперативным Однако, температура пчавления уменьшается на несколько градусов, интервал плавления увеличивается (почти в два раза для СоЬ2), ГЭ значителен - до 10% у МоЬ2 Таким образом, идет процесс отщепления от ДНК низкомолекулярных продуктов в результате гидролиза фосфодиэфирных связей

§3. Изменение структуры ДНК под действием ксенобиотиков

ХОС, в частности 2,4,6-трихлорфенол (ТХФ) в концентрации 10"7 - 10"6 М не нарушают нативности двойной спирали ДНК, оказывая на нее не глубокое воздействие При плавлении Т°нач , интервал плавления и Т^ °С - близки к контролю, лишь ГЭ уменьшается в два раза (табл 2) При возрастании концентрации ТХФ от 106 - 102 М, Т°нач ш, снижается, интервал ТПЛ°С возрастает В результате комплек сования молекул ТХФ с адениновыми основаниями ДНК, происходит интеркаляция ТХФ между пуриновыми и пиримидиновыми основаниями, перекомплексование, приводящее к гидролизу фосфодиэфирных связей и выщеплению оснований - к образованию низкомолекулярных алкилированных продуктов

По мере роста концентрации ТХФ, ГЭ монотонно снижается (рис 5) до 11,3% -почти в 3 раза по сравнению с контролем Для максимальной из исследовавшихся концентраций ТХФ = 102 М, ТП1 °С существенно ниже, чем у чистой ДНК Однако,

характер плавления во всем диапазоне рассмотренных концентраций остается кооперативным - плавление одного участка приводит к плавлению другого, т е ТХФ в большей степени взаимодействует с концами полимерной молекулы, «отрезая» от нее низкомолекулярные куски Молекулы лонтрела (3,6-ДХПК) и ТХФ, имеющие аналогичную пространственную структуру, образует комплексы с имидным водородом аденина или карбоксильным кислородом цитозина в цепи гуанин-цитозин,

Таблица 2. Структурные изменения ДНК в присутствии токсикантов

Название е-ДНК К*ь10"3M-' e-PHK K„0 10"3M-' T 1 ПЛ °c ГЭ, % ТХФ M T 1 ПЛ °c ГЭ, %

Контроль 74,6 40,10 Конт 61 37,0

Лонтрел 1,4±0,2 2,0±0,2 h/k 6,30 10"2 60,5 19,0

Зенкор 7,0±0,7 10,8±1,3 «4 7,60 10"3 57,5 18,4

Раундап 0,54±0,02 1,00±0,05 «t tt 10,00 6 10-4 56,5 15,5

Кузагард 1,5 ±0,1 1,47±0,05 72,6 24,17 3 10" 56,5 20,5

Тачигарен 0,12±0,01 0,83±0,07 72,5 37,83 10-4 58 18,7

Тилт 0,10±0,01 0,20±0,04 73,2 15,00 5 10"5 56,5 14,7

Сетоксидим 3,6±0,5 5,9±1,1 74,3 13,15 105 57 15,8

CuL2 1,5±0,4 2,3±0,3 67,2 16,50 10"6 60 11,3

CoL2 4,1±0,2 4,6±0,2 73,6 36,49 10-7 62 17,7

NiL2 3,3±0,2 4,8±0,2 71,0 22,50 - - -

FeL2 0,43±0,03 0,48±0,02 72,8 35,40 - - -

MoL2 5,4±0,3 7,3±0,5 74,5 10,75 - - -

аденин-тимин, согласно схеме 1 По мере роста концентрации токсиканта растет количество таких комплексов на одной молекуле ДНК За счет образования комплексов ЗВ происходит нарушение вторичной и первичной структур ДНК

Рис. 5. Кинетика изменения ги-перхромного эффекта и температуры плавления ДНК под действием 2,4,6-трихлорфенола

1,5- ТХФ без облучения (расчет),

2, 4 - ТХФ при облучении X = 313 нм,

3, 6 - ТХФ + бенгальский розовый, Х = 540 нм

Правая шкала кривые 1-3 Левая шкала кривые 4-6

Время мин

Судя по влиянию на ДНК, продукты, образующиеся при фотолизе ТХФ, не зависят от длины волны облучения (УФ - 254, 313, VIS - 540 нм), но сильно изменяются при увеличении времени экспозиции По мере увеличения концентрации продуктов разложения ТХФ - дибензофенола (ДБФ) и дибензофурана (ДБФур), происходит понижение Тщ, °С, Т°нач ап, увеличение интервала плавления К максимальному гидролизу фосфодиэфирных связей ДНК приводит смесь ТХФ и продуктов его 50-60%-ной трансформации Продукты полного разложения ТХФ (100% превращения) в большей степени воздействуют на вторичную структуру ДНК (рис 5, кривая

2), чем сам ТХФ Об этом свидетельствует значительное уменьшение величины ГЭ -до 10,6% Мы считаем, что образуемые ДБФ и ДБФр комплексы с тимином, аде-нином, гуанином и цитозином приводят к разрыву водородных связей между пури-новыми основаниями, и к нарушению нативности двойной спирали и, в конечном итоге, - разделению двух комплементарных полинуклеотидных цепей

Схема 1

Такие ЗВ, как красители, ведут себя по отношению к ДНК по - разному бенгальский розовый (БР) не оказывает влияния на плавление ДНК При сенсибилизированном фотолизе БР и ТХФ, между ними образуются комплексы, которые в меньшей степени воздействуют на ДНК, чем чистый ТХФ Метиленовый голубой (МГ) самостоятельно без ТХФ вызывает серьезные нарушения вторичной структуры ДНК Под его влиянием плавление ДНК становится не кооперативным, ГЭ = 5,7% Столь существенный ГЭ, дает нам основание считать, что происходит полное нарушение нативности двойной спирали Таким образом, МГ образует комплексы с пуриновыми основаниями, что приводит к разрыву пептидных связей и нарушению комплементарности спирали ДНК

Глава 5 ТЕХНОГЕННЫЕ ТОКСИКАНТЫ КАК ИНГИБИТОРЫ ОКИСЛИТЕЛЬНЫХ ФЕРМЕНТАТИВНЫХ ПРОЦЕССОВ

Хорошо известно, что все окислительные процессы в клетке катализируются ферментами Очевидно, что вещество, в следовых количествах оказывающее биологическое действие, влияет на какую-либо ферментную реакцию В качестве примера нами было изучено ингибирование техногенными токсикантами НАДН-оксидоредуктазы (НАДН-ОР), обладающей широкой субстратной специфичностью В частности, НАДН-ОР участвует в окислении метана и его галлогензамещенных до формальдегида, СО до С02, алканов до спиртов, алкенов до эпоксисоединений, ИНз до гидроксиламина, катализирует включение атома кислорода по С-Н, Ы-Н, С=С и С=0 связям

§1 Ингибирование экотоксикантами НАДН-оксидоредуктазной реакции

Наибольшей ингибирующей активностью обладают зенкор и лонтрел Концентрации, приводящие к инактивации фермента на 50% (150), у них наименьшие (табл 3) Ингибирующая способность Си-, Мо-, РеЬ2 выше, чем у исходного лонтрела Константа Михаэлиса по донору электронов НАДН составила Кт(НАДН) =0,66 10"3 М, по акцептору электронов неотетразолию хлористому - Кт(НТ) = 2,47 10'3М Лонтрел, зенкор, кузагард, тачигарен, Си-, Ре-, Мп-, МоЬ2 конкурентно ингибируют редуктазу по донору электронов (рис 6), видимо, являясь его структурным аналогом, пестицид связывается с ферментом в месте присоединения НАДН с образованием непродуктивного комплекса Сетоксидим, раундап, тилт, N1-, Ъп-, СоЬ2 -неконкурентно ингибируют фермент по НАДН (рис 7) Причем, при постоянном

значении Кт величина Утах уменьшилась по сравнению с опытом без ингибитора с 7,4 10"6 лМ 'с 1 до (2,0, 2,0, 2,2) 10"6, соответственно Ряд активности соединений, выстроенный по величинам константы ингибирования (К,) по НАДН СиЬ2<МоЬ2<зенкор<лонтрел<РеЬ2<МпЬ2<2пЬ2<№Ь2<М£Ь2<базагран< СоЬ2 < ку-загард<тачигарен<раундап<тилт<сетоксидим

Таблица 3. Влияние токсикантов на НАДН-оксидоредуктазу Пестицид или комплекс - без ингибитора Утач = 7,40 10"6 Мсек"1, 8, = 6,58 10 3 М, 82 = 2,65 10"3М Соль - без ингибитора Утах = 2,75 10"6Мсек"', Э [=1,54 10"4М, 82 = 3,30 10*1 М Тип ингибирования (Т/и) к - конкурентный, н - неконкурентный, б -бесконкупнтный, с - смешанный

Ингибитор 1<о,М Ушах, Мсек 1 Б|,М НАДН, К, 104 М НАДН Т / И Утач, Мсек' Бз, М (НТ) К, 10" М НТ Т / И

лонтрел 1,1 10" 1,23 10"" 1,00 к 1,88 НУ* 6,98 Ю4 7,42 б

зенкор 5,0 104 4,93 103 0,25 к 0,23 106 3 39 104 8,94 б

базагран 6,0- Ю-4 1,82 10б 1,83 10"4 12,80 б 0,2610"6 2,55 10"4 8 40 б

раундап 1 7 103 3,33 106 6,17 10"4 22,00 н 0,21 10"6 2,00-104 42,9 б

кузагард 27 Ю2 9,8610"3 14,00 к 5,72 103 159 к

сетокс 1,7 102 2,00 106 7,59 10"4 397,5 н 11,00 10' 8,04 к

тачигар 2,7 103 2,47 10" 21 00 к 5 30-101 4,55 к

тилт 2,2 10" 1,25 Ю-4 5,98 10"4 23,00 н 13 00-Ю3 1,52 к

мёь 2,ою' 1,66-10"6 8,97 Ю-4 12,67 II 23,83 10 1 3,55 к

МпЬ2 3,010" 4,93 103 3 80 к 1 72 !06 1,81 10' 22,3 с

гпь2 1,0 10' 2,00-10"6 8,22 10"4 10,19 II 1,1 Ю"6 1,72 10' 2,46 с

СиЬ2 3,3 10"4 32,9 10 0,06 к 0 44-10"6 9,37 104 401 н

СоЬ2 1,5 10" 220-Ю6 7,89 104 13,73 н 1,68 10"6 1 40-10' 13,1 с

N^2 2 0-103 1,80 10" 1,23 10"' 12,36 н 1,1 10"6 3,11 10' 11,7 н

РеЬ2 1,1 103 8,97 10' 1,13 к 1,54 Ю-6 2 20-10' 11,7 н

МоЬ2 8 5 10" 19,7 103 0.13 к 47,62 10' 0,41 к

Си(ас)2 3,3 10' 1,1 ю-6 3,92 1,15 с 13,19 0,67 к

Мо(ам) 3 3 10"4 1 39106 3,03 8,83 с 6 60 4,40 к

Мп(ас)2 1 з ю-6 9,66 107 1,15 0.014 б 8 80 0 02 к

Ре(ас)2 3,3 10"4 275 106 4,55 14 23 к 4,40 4,13 к

№(ас)2 3,3 105 7,66 107 3,17 0 88 с 14 66 0 70 к

В отношении ингибирования по акцептору электронов кузагард, тачигарен, се-токсидим, тилт, МоЬ2 могут быть отнесены к конкурентным ингибиторам

Зенкор, лонтрел, базагран, раундап проявили бесконкурентное ингибирование ре-дуктазы Можно допустить, что ингибитор и акцептор электронов связываются с разными местами в активном центре фермента

В отличие от пестицидов, у металлокомплексов лонтрела встречается смешанное ингибирование по акцептору электронов гпЬ2, СоЬ2, МпЬ2 Возможно, образуется комплекс фермент-ингибитор, к которому присоединяется субстрат Комплексы №Ь2, СиЬ2, РеЬ2 проявили себя как неконкурентные ингибиторы НАДН-ОР по НТ Данный тип ингибирования наблюдается при аллостерическом присоединении ингибитора, которое снижает активность фермента, а не его сродство к субстрату

При этом может происходить присоединение функциональных групп субстрата и ингибитора к различным местам активного центра фермента

Рнс 6. Зависимость ингибрования НАДН-ОР лонтрелом (координаты Лайнуивера-Бэрка) 1 - без ингибитора

Лонтрел 2 -0,3 10 4 М, 3 -1,0 Ю^М

Снт ~ Снадн

2,47 Ю М, Снадн-ор = 1,0 10 — 1,5 10 3М,

15- 3

2 "Ь >< 2

05-

>

=1,0- Ю"6 М,

-4321012345678

1/5, 10" М1

Рис. 7. Зависимость ингибрования НАДН-ОР раундапом (координаты Лайнуивера-Бэрка) 1 - без ингибитора

Раундап 2 -1,2 10"3М, 3 -2,5 10_3М Снт =2,47 Ю' СиАДН

■3,М, СНАДыОр=1,0 1<Г*М, 2,0 10 — 1,5 10ЛМ,

§2 Действие солей металлов на процессы окисления, осуществляемые ферментными системами

Сравнение ингибирования НАДН-ОР солями металлов и соответствующими комплексами лонтрела показало, что соли N^(11), 2п(П) и Мп(И) - не ингибирует фермент (10г М), не зависимо от аниона Комплексы этих металлов не взаимодействуют с НАДН (табл 1)

О 4

о о-Г—•-1-'-1-■—р—■—I—•—I—■—I—■-1-■-1—>

00 02 04 06 0 в 10 14 1В

Э, 10*М

Рис 8 Кинетические кривые зависимости скорости окисления НАДН-ОР от концентрации НАДН при постоянной концентрации НТ 1 - без ингибитора,

№(ас)2 2 -3,3 10-6М, 3 -3,0 105М,4 -

1,7 Ю^М

Снтс: = 2,67 10"3М, СОР=2,83 10"7 М, Снадн = 1,0 10^ 1,5 10"3М,

2 0 2 4 6 в 10

ю'м1

Рис. 9 Зависимость ингибирования НАДН-ОР Со(ас)2 (координаты Лайнуивера-Бэрка) 1 - без ингибитора,

Мп(ас)2 2 -1,3 10"6М,3 -3,0 10~6 М

Снт = 2,67 10"3 М, С0р = 2,83 10"7 М, СНАдн=(1,0-10^-1,5 103)М,

Соли Ре(И), Мо(У1), Си(Н), N1(11), Со(П) обратимо ингибируют НАДН-ОР в концентрациях от 3,3 10"6 М (рис 8) Комплексы с лонтрелом этих металлов проявляют высокую антиредуктазную активность (150), которая возрастает в ряду Ре(асас)2= Мо(ам)6 <№(ас)2= Си(ас)2 < Со(ас)2 (табл 3) Соли ингибируют фермент в концентрации на один - три порядка меньше, чем соответствующие комплексы Наибольшая разница у иона Со(И) и СоЬ2 150 = 1,33 10"6 и 1,5 10° М, соответственно Минимальная разница - у иона Мо(\'1) 150 = 3,3 1 04 М, МоЬ2 имеет 150 = 8,5 10"4 М Порядок возрастания величины 150 в случае комплексов обратен ряду для солей металлов СиЬ2<МоЬ2<2пЬ2<РеЬ2=Ь<Со1,2<№Ь2= М§Ь2 <МпЬ2

При переходе от солей к комплексам (за исключением Ре - по НАДН и Мо - по НТ) изменяется характер ингибирования СоЬ2 ингибирует фермент неконкурентно, а соль - бесконкурентно (рис 9), вероятно, в результате неспецифического взаимодействия с белковой матрицей вне активного центра фермента Такое взаимодействие вызывает конформационные изменения на участке транспорта электрона, что ведет к уменьшению скорости ферментативной реакции

Комплексы СиЬ2, МоЬ2 и РеЬ2 конкурируют с НАДН за место связывания на ферменте (табл 3) СиЬ2 ингибирует окисление НАДН почти в 20 раз менее интенсивно, чем Си(И), тогда как МоЬ2 - в 80 раз, по сравнению с Мо(У1) Наблюдаемые отличия обусловлены различиями в структуре соединений, изменением характера связи металл-лиганд В составе комплекса с лонтрелом металл не способен действовать как свободный катион Ингибирующим компонентом здесь служит сам комплекс, либо один или оба лиганда, связанные в комплекс Величины К, по НАДН изменяется в ряду соль > лиганд > комплекс Следовательно, антиредуктазная активность возрастает при переходе от соли к лиганду и к комплексу В случае Со и N1, наоборот, прочность связи фермента с ингибитором возрастает при переходе соль < лиганд < комплекс

Соли металлов конкурентно ингибируют НАДН-ОР по акцептору электронов По величинам константы ингибирования они располагаются в ряд Мо(У1) > Ре(Н) > N1(11) > Си(П) > Со(Н) Для комплексов в ряду активности по К, МпЬ2 > СоЬ2 > РеЬ2 = №Ь2 > СиЬ2 > М§Ь2 > гпЬ2 > МоЬ2 наблюдается практически та же закономерность прочность связывания токсиканта-ингибитора возрастает при переходе соль < лиганд < комплекс В поведении солей определяющим фактором является ион металла и строение его электронных оботочек, поэтому рассмотренные соли металлов не конкурируют с НАДН за место связывания В комплексах металлов доминирующим влиянием обладает лигандное окружение Пиридиновое кольцо имеет строение близкое к НАДН, т е способно занять место субстрата на белке, а

Коэффициет Хилла Ь = 1 для рассмотренных солей металлов - к ферменту присоединяется только один ион У комплексов и токсикантов - ингибиторов - потен-

Схема 2

Т I оя

атом азота может отдать неподеленную пару электронов Изменение координационной сферы металла (лигандного окружения), приводит к кардинальным изменениям в характере ингибирования Выше нами показано, что металлы в комплексах проявляют высокие степени координации могут образовывать полимерные цепочки, где лиганд выполняет роль «мостика» 1.-М-Ь-Ре-ОР, согласно схеме 2

циальных лигандов, h = 1,5-2,0 Две молекулы токсиканта или его металлоком-плекса связываются с одной молекулой фермента Поскольку токсиканты легко взаимодействуют с металлами, видимо, одним местом присоединения их на ферменте является ион металла, входящий в состав активного центра (в форме 2Fe -2S кластера), а вторым - аминокислоты белковой матрицы

Глава 6 ВЛИЯНИЕ ЭКОТОКСИКАНТОВ НА ПРОНИЦАЕМОСТЬ КЛЕТОЧНЫХ МЕМБРАН

Мембраны клеток специально созданы природой для сохранения внутриклеточного химического состава, и для защиты организмов от ксенобиотиков, находящихся в окружающей среде Транспорт ЗВ через мембраны является первичной и лимитирующей стадией, предшествующей химическому взаимодействию токсиканта с биологическими молекулами

§1. Кинетика переноса токсикантов через липосомальные мембраны

Процесс массопереноса ЗВ через мембрану внутрь клетки изучался нами на ли-посомах, начиненных s-АТФ (рис 10) по тушению флуоресценции Для количественной характеристики нами была создана математическая модель процесса, согласно которой концентрация s-АТФ внутри липосом [Е] связана с экспериментально измеряемой интенсивностью флуоресценции I(t) соотношением [Е]=[Е0] I(t)/I(0), где 1(0) - начальная величина свечения в ячейке до прибавления токсиканта - тушителя Скорость переноса пестицида через липидную мембрану^), описывается уравнением

Кш [Ef+[E0] d[E]_

К* [£]' dt

в котором, - Кк/0 - константа комплексо-образования ЗВ с ё-АТФ

Расчет удовлетворительно описывает экспериментальные данные Скорость переноса пестицида через липидную мембрану не зависит от градиента концентраций (j = const), не зависит от исходной концентрации, оставаясь постоянной при изменении концентрации от 10"2 до 1ОЛМ, определяется исключительно свойствами липидного бислоя и строением молекулы ксенобиотика Токсиканты, характеризующиеся высокими значениями констант комплексообразования обладают меньшей скоростью проникновения через мембраны клеток

Наибольшую скорость переноса проявили сетоксидим (j=41,2 108 Мс"') и куза-гард 0=14,7 108 Мс"1) (табл 4) Эти соединения обладают сложным строенем, имеют в своем составе значительные по размерам органические жирные фрагменты Близкими оказываются скорости переноса базаграна и лонтрела Зенкор - самый

Рис 10. Изменение интенсивности флуоресценции инкапсулированной е-АТФ от времени воздействия лонтрела (точки 1-3) и СоЬ2 (точки 4-6) Концентрация е-АТФ =1 10"4 М

Концентрация гербицидов в рабочей кювете 1 10"4 (1, 4), 1 103 (2, 5), 1 10"2 (3, 6) М Точки - данные эксперимента Сплошная линия - расчет

активный комплексообразователь, имеет наименьшую скорость переноса Значения констант массопереноса имеют обратную корреляцию со значениями Кк/0 с е-АТФ - с их способностью к образованию комплексов с функциональными молекулами живой метки АТФ, НАДН, ДНК, РНК По величинам Кк\„ с е-АТФ ряд активности выглядит СиЬ2 = СоЬ2 > зенкор > №Ь2 > лонтрел > кузагард > Р'еЬ2 > раундап > се-токсидим > базагран > МоЬ2 > тачигарен > тилт По величине скорости массопереноса, рассмотренные соединения выстраиваются в ряд зенкор < лонтрел < базагран < СоЬ2 < раундап < кузагард < СиЬ2 < сетоксидим

Таблица 4 Значения констант массопереноса ЗВ через липосомальную мембрану

Названия веществ .МО8, М с"' ср .110\ Мс"' Кос1/Н20 КосЬНЮ

исходные концентрации

102,М 10 \М 1(Г\М 20 мин 18 мес

зенкор 2,1 7,6 2,8 2,143±3,4 66,57 100,4

лонтрел 4,1 5,2 2,8 4,13±1,6 2,56 3,38

кузагард 14,7 14,7 14,5 14,67±3,0 0,30 0,77

раундап 10,9 13,8 9,7 10,87±1,2 0.46 2,27

сетоксид 41,2 41,2 41,2 41,18±1,4 7,83 25.00

базагран 5,9 6,1 5,1 5,9±2,76 52,19 70,43

СиЬ2 18,0 15,6 21,2 18 04+1,1

СоЬ2 7,0 6,2 8,0 7,03+5,6

Причиной обратной зависимости является высокая комплексообразующая способность рассмотренных пестицидов в процессе диффузии внутри липидного бис-лоя происходит их химическое взаимодействие с фосфатидилхолиюж, которое определяет скорость переноса ЗВ внутрь липосомы Видимо, пестицид образует комплекс с фосфатидилхолином состава 1 1 (а) или 1 2 (Ь), согласно схеме 3

О Н н ?н, -Р-О—с-с-ы-сн, ¿ ^ А ¿н3 -ж.

СН3 о

н3с ^

-СИ,

-р-

н н

-0-С-С-|\|-<СН3),

Схема 3

Важно, что скорость проникновения комплексов металлов через биологическую мембрану значительно выше, чем у исходного пестицида у СоЬ2 почти в 2 раза, а у СиЬ2 почти в 5 раз

§2. Кинетика процесса биоаккумуляции ЗВ в модельных системах

Константы распределения между н-октанолом и водой (КоС,/н2о) пестицидов и ме-таллокомплексов представлены в табл 4

Максимальную липофильность проявляют зенкор и базагран (Кос„ц20 = 66,57 и 52,19) Наименьшую раундап и кузагард (Ккто = 0,46 и 0,30) Процесс перехода пестицидов из_ воды в октанол - неполярную фазу характеризовался во времени несколькими стадиями с различными скоростями переноса (рис 11) В первые 20 ми-

нут скорость у всех соединении максимальна, затем она существенно падает, но и после 18 месяцев наблюдения процесс накопления ЗВ в неполярной фазе продот-

жается По величинам константскорости процесса перехода ЗВ в жирную фазу (к = У/[с]) на первом участке - к/ рассмотренные пестициды располагаются в ряд активности зенкор ~ базагран > сетоксидим > чонтрел > раундап > кузагард

На основании всей совокупности полученных данных можно сделать вывод, что комплексообразование техногенных токсикантов является наиболее общим механизмом их действия, присущим ЗВ различного химического строения

ОООЮ О 0005 1 2 э4567ав 10 11 1113 И 15 16 17 18 19*

время, месяи

Рис П. Кинетические кривые накопления ЗВ в октаноле 1 - лонтрел, 2 - зенкор, 3 - база-гран, 4 - раундап

Глава 7. ФОРМЫ ПРОЯВЛЕНИЯ КОМПЛЕКСООБРАЗОВАНИЯ НА УРОВНЕ ЖИВЫХ ОРГАНИЗМОВ

Выше показано, что техногенные токсиканты образуют комплексные соединения с биологическими молекулами Причем, каждое ЗВ характеризуется своей константой комплексообразования Представляло большой интерес сравнить константы комплексообразования полученные на молекулярном уровне с физиологическими эффектами, проявляемыми токсикантами на живых организмах

§1. Связывание АТФ как первичный механизм ингибирования прорастания семян

Поскольку, большинство рассматриваемых нами техногенных ЗВ являются гербицидами, предназначенными для обработки растений, исследование их влияния на физиологические эффекты многоклеточных организмов мы начали с рассмотрения фитотоксических свойств В табл 5 представлены данные по влиянию пестицидов

Таблица 5 Подавление прорастания семян и образования хлорофилла в двудольных растениях (горох «Улановский юбилейный») при действии пестицидов

Пестицид, [10° М] зен кор лонтрел кузагард сетоксидим база-гран тачи-гарен тилт

КкЛ, КГ3, М"' 26,5 ±3,3 15,9 ±2,0 9,7 ±0.5 5,0 ±0,3 4,7 ±0,4 М ±0,04 0,8 ±0,06

подав прораст% 92±4 90±1 80±10 75±5 60±Ю 55±5 45±10

[хлрф] 10"-*, мл"1 8,37 8,48 20,46 22,20 23,15 87,5 87,5

на прорастание семян двудольных растений Прослеживается четкая зависимость с убыванием константы комплексообразования падает гербицидный эффект, вызываемый пестицидом Та же тенденция прослеживается во влиянии пестицидов на прорастание семян злаковых культур

Все комплексы металлов в концентрации IO''-Ю"4 М ингибируют прорастание семян гороха и пшеницы (рис 12) Фитотоксические свойства металлокомплексов несколько отличны от свойств самого лонтрела

Присутствие металлов Со, Ni, Cu увеличивает ингибирующее действие лонтрела, Fe и Мп его несколько снижают Это находится в соответствии с величинами KK¡0 данных соединений с АТФ

Опрыскивание вегетирующих растений пестицидами приводит к различным повреждениям хлороз, некроз листьев, скручивание, полегание стебчей пшеницы, отмирание точки роста Проращивание семян в присутствии АТФ и АТФ+пестицид показало, что лонтрел, зенкор, раундап, тилт на горохе, лонтрел, базагран, сетокси-дим, тачигарен на пшенице проявляют сильно выраженную АТФ-зависимость Всхожесть семян в среде АТФ+пестицид на 20-50% выше, чем без АТФ

Содержание хлорофилла в образцах гороха и пшеницы на 5-7 день после обработки (табл 5) демонстрирует обратную зависимость от Кк/0 соответствующего пестицида

Во всех сериях экспериментов, на двудольных и злаковых растениях четко прослеживаются закономерности а) максимально активны - зенкор и лонтрел, б) активны - раундап, куза-гард, сетоксидим, в) сдабо активны - базагран, тачигарен, тилт Полученные данные показывают, при обработке семян гербициды проникают внутрь семени и сохраняются в проростках, что приводит к ингибированию прорастания Медленное прорастание с биохимической точки зрения означает, что в клетках снижен уровень АТФ, а его увеличение коррелирует с выходом из состояния покоя Таким образом, комплексование с АТФ - нарушение энергетического метаболизма или возникновение энергодефицита, реализуется in vivo в живой клетке, и являются причиной фитотоксического (в данном случае - гербицид-ного) действия техногенных ЗВ

§2. Изменение жизненных циклов и популяционной динамики почвообитающих коллембол под влиянием гербицидов

Обитающие в почве организмы оказываются в тесном контакте с ЗВ Коллем-болы (ногохвостки) - широко распространены и многочисленны Совместно с другими обитателями почв они создают ее плодородие, влияют на степень гидроморф-ности и характер процессов гумификации При одноразовом внесении гербицидов изменяется поведение коллембол раундап увеличивает двигательную активность, кузагард - затомаживает Затем активность восстанавливается При многоразовом внесении пестицидов на субстрат скорость роста численности популяции отстает от контроля (рис 13) Максимальное увеличение численности микроартропод после воздействия раундапа наблюдается в районе 25-35, а кузагарда - 45-55 суток В этот период, общее число особей (при минимальных концентрациях гербицида) сопоставимо с контролем Степень воздействия препаратов возрастает при увеличении концентрации, что выражается в снижении численности микроартропод Во

Рис. 12. Влияние комплексов гербицида лонтрел на прорастание злаковых культур 1 - лонтрел, 2 -СиЬ2,3 -РеЬ2, 4 - МпЬ2, 5 -№Ь2,6 -СоЬ2

всех концентрациях в присутствии кузагарда рост численности происходит существенно медленнее, чем в присутствии раундапа После 27 суток для раундапа и 48

суток для кузагарда (10*4 и 10 3М) наблюдается резкое снижение численности микроартропод В варианте с раун-дапом высокая смертность коллембол совпадает с периодом линьки ювенилов первого поколения (21 - 28 сутки), с ку-загардом - второго поколения (48 - 54 сутки) В конце наблюдения под воздействием раундапа численность возросла в 9-11, кузагарда - 10-13, в контроле - в 19 раз

При многократном внесении препаратов изменяются показатели процесса размножения (табл 6) Наблюдается задержка появления первых кладок до 42 дней (14 в контроле) при внесении кузагарда (10"2М) Снижается количество

яиц в кладках под влиянием кузагарда (50% от контроля, 10 2М) в большей степени, чем раундапа (60% от контроля, 10"2М) Продолжительность эмбрионального периода в присутствии раундапа 6 дней = контролю, кузагарда - возрастает в 1,5-2 раза Кузагард снижает долю выхода ювенильных особей в 2,3 раза (при 10"2М), ра-ундап - в 1,2-1,5 раза Кратность увеличения численности популяции через месяц после обработки раундапом (при 10 2М) падает в 2 раза, под воздействием кузагарда - более чем в 5 раз (10 2М), в 2 раза (10"3М), и только при Ю^М близка к контролю Раундап оказывает большее влияние на первое поколение, кузагард - на второе

Таблица 6 Показатели размножения коллембол при многоразовом внесении ЗВ _([1] - БалабинаИ П , 1991 [2] - ПономареваО H , 1990 )_

Показатели Кузагард F candida Раундап F candida Лонтрел [1] F candida Базагран [2] С denticulata

Конт 102М Конт 102М Конт 10"2М Конт Ю2М

Сроки появления первых кладок дни 14±0 42±0 3±0 3±0 10±0 6 48±1,5 6±2 8±0

Количество яиц в кладках (экз ) 100±1 50±1 51 ±10 30±20 16,3±4 9 5,3±1 8 12±48 12±3

Продолжительност1 омбрион развития (дни) 7±0 10±3 6±4 6±0 7,7±0,3 13,3±1,6 9±1 9±1

[оля выхода ювенильных особей % 77±0 33±20 60±17 40±18 100±0 78±0 80±0 50±0

Кратность увеличения численности через месяц 16±0 3±1,5 18±8 9±7 16±0 0,9±0 6,3±0 0,5±0

Комплексы оказывают существенное воздействие на общее число взрослых и молодых особей коллембол Xenylla grísea (Hypogastruridae) при однократной обработке во всех рассмотренных концентрациях (рис 14) Рост концентрации увеличи-

—i—■—i—■—i—>—\—■—i——i—■—i—• О 10 20 30 40 50 60

время сутки

Рис. 13. Изменение численности популяции коллембол Foisonna candida при многоразовом внесении раундапа и кузагарда раундап 1 - Ю^М, 2 - 103М, 3 - 10"2М, кузагард 4 - Ю^М, 5-10" 3М, 6 -102М К-контроль

65

8 60

55

$ о 50

О О 45

о 40

i 35

1 30 ■

о 25

i 20

i 15.

& '0

время недели

Рис. 14. Изменения общей численности коллембол Xenylla grísea после однократного внесения CuL2, MnL2 Концентрации - CuL2 1 - Ю^М, 2 - 10"3 M,3 - 10"2M MnL2 4 - 10 4М,

5 - 10 ' М, 6 - 10"2 М К - контроль

вает эффект При 10"2М количество коллембол в 2 раза ниже, чем при 1 (Г1М - за 5 недель При равных исходных концентрациях действие СиЬ2 существенно сильнее, чем МпЬ2 в 3,1 раза при 10"4М, в 2,6 раз при 10"3М Аналогично - при 10 2М

По убыванию воздействия на численность микроартропод, изученные вещества выстраиваются в ряд СиЬ2 > лон-трел>кузагард>раундап > базагран > МпЬ2, который коррелирует с их Кк/о6р с е-АТФ Почти в 400 раз Кк,т-,Р СиЬ2 выше, чем Кк/обр МпЬ2 - во столько раз СиЬ2 превосходит МпЬ2 по прочности связи с АТФ

По сравнению с лонтрелом, Кк/о6р СиЬ2болыие в 54,6, и в 7 раз меньше у МпЬ2 Биологическая активность СиЬ2 также выше, чем у МпЬ2 В большей степени МпЬ2 влияет на численность взрослых особей, а СиЬ2 - на численность потомства, прирост молоди самый низкий (Ю^М)

Комплексы ЗВ-ДНК, как показано в Главе 4, изменяют вторичную структуру двойной спирали Сопоставление показателей размножения микроартропод (табл 6) с К^р ЗВ с 8-ДНК и Е-РНК (табл 2) демонстрирует корреляцию молекулярных параметров с эффектами, проявляемыми живыми организмами По-видимому, рассмотренные ЗВ изменяют строение и функции ДНК и РНК коллембол, нарушают процесс репликации Это является причиной нарушения репродуктивных функций организма и приводит к снижению численности потомства Величины К^бр токсичных химических соединений с нуклеотидами (АТФ, ДНК) коррелируют с биологической активностью, проявляемой ЗВ - степенью воздействия на жизненные циклы почвообитающих коллембол

Таким образом, ингибирование энергетического метаболизма, нарушение процесса репликации, в результате комплексообразования, являются причиной снижения численности почвенных микроартропод при соприкосновении с гербицидами

§3. Связь процессов комплексообразования и токсичности ЗВ в отношении гидробионтов

Известно, что ЗВ поступают и накапливаются в природных водных средах, достигают живых организмов, заставляя их противостоять или адаптироваться оказываемому воздействию Токсичность растворов в отношении люциферазы, выделенной из светящихся бактерий Вепекеа 1шг\>еу, возрастает пропорционально концентрации пестицидов нарастание токсичности максимальное у зенкора, наиболее слабое - у тачигарена (рис 15) Тачигарен (10"'М) нетоксичен - индекс токсичности Т < 19% Базагран во всей области концентраций слабо токсичен 24 < Т < 40% Высокая токсичность наблюдалась при концентрации зенкора 5 10"3М, лонтрела - 10"2М, ра-ундапа - 10"' М Изменения коэффициента токсичности (К,%) в отношении инфузории Те1гакуте-па ругфгтю от концентрации ЗВ - аналогичны Во всех концентрациях наибольшую токсичность проявляет зенкор Токсичность пестицидов

уменьшается в ряду зенкор > лонтрел > раундап > базагран > тачигарен Значения концентрации, приводящей к 50%-ной токсичности (ЕС50) полученные на люцифе-разе бактерий и инфузориях представлены в табл 7

Комплексы металлов обладают токсичностью по отношению к люциферазе Вепекеа harvey вплоть до концентрации 10"7М При концентрации 10 4М CuL2, CoL2, NiL2, а при 10"3М и выше - комплексы всех металлов проявляют токсичность в отношении Tetrahymena pyriformts К > 50% (рис 16) Зависимость коэффициента токсичности от логарифма концентрации носит характер близкий к линейному

Характер зависимости токсичности комплексов разных металлов с одним и тем же лигандом одинаков При любых концентрациях, К уменьшается в ряду CuL2 > CoL2 > NiL2 >MoL2 > MnL2 >ZnL2 > MgL2 Токсичность комплексов Cu-, Co-, Ni-, Mo-, Mn- и ZnL2 выше, чем у исходного гербицида

Ветичина ЕС50 в случае Cu-, Со-, Ni-, MoL2 - на порядок и более, Mn-, ZnL2 - в 1,5 - 2 раза ниже, чем у исходного лиганда (табл 7) Только у MgL2 ЕС50 выше лонтрела На модельной тест-системе - бактериальной люциферазе из Вепекеа harvey in vitro контролируется иннактивация одного фермента Наблюдается корреляция между снижением люциферазной активности и энергодефицитом, создаваемым ЗВ В опыте in vivo инфузории Tetrahymena pyriformis проявляют резистентность, характерную для многоклеточного живого организма

Таблица 7. Значения ЕС50 пестицидов и комплексов металлов, М

пестицид Вепекеа harvey, люцифераза штамм В1 7 Tetrahymena pyriformis комп леке Benekea harvey, люцифераза штамм B1 7 Tetrahymena pyriformis

зенкор (4,4±0,1) 10"* (2,4±0,4) 103 CuL2 (1,3±0,1) 10° (1,2±0,1) 10"4

лонтрел (8,0±0,3) 10"3 (5,2±0,3) 103 CoL2 (3,0±0,2) Ю-4 (1,4±0,1) 10"4

раундап (2,0±0,1) 10"2 (1,3±0 3) 10'2 NIL2 (5,0±0,2) 10" (3,2±0,2) 10"4

базагран (2,9±0,1) 10"2 (5,0±0,2) 10"2 MoL2 (7,0±0,3) 10" (7,0±0,3) 10"4

тачигар (1,0±0,2) 10' (2,5±0,2) Ю"' MnL2 (1,6±0,1) 10"3 (5,1 ±0,2) 10"3

MgL2 (1,0±0,1) 102 (1,0±0,1) 10"2 ZnL2 (2,0±0,1) 10"3 (1,0±0,1) 10"3

Токсичность комплексов металлов проявляется при концентрациях на один -два порядка более низких, чем любого из рассмотренных пестицидов (табл 7) Аналогично параметры ЕС50 пестицидов и комплексов металлов указывают, что токсичность последних на один - два порядка выше, чем у всех пестицидов и исходного лигацда - лонтрела, в частности В области изученных концентраций, как

Рис 15 Изменение токсичности в отношении Вепекеа Ьатеу от концентрации пестицидов 1 - зенкор, 2 - лонтрел, 3 - раундап, 4 - базагран, 5 -тачигарен

пестициды, так и комплексы металлов располагаются в одной и той же последовательности по убыванию степени токсичности

А,%

К , 10' М1

Рис. 17. Изменение степени токсичности пестицидов в отношении Те1гаИу-тепа ругфгтк в зависимости от их констант комплексообразования с АТФ Концентрации 1 - 10"'М, 2 - 102 М, 3 -10° М з - зенкор, л - лонтрел, р - раун-

де, м

Рис 16 Зависимость коэффициента токсичности в отношении инфузории Те!гаИутепа руп/огтк от логарифма концентрации комплексов металлов

1 -СиЬ2,2 - СоЬ2,3 -Ш,2,4 - МоЬ2, 5 - МпЬ2, 6 - Ъа.Ь2, 7 - дап, б - базагран, т - тачигарен

Изменение токсичности растворов ЗВ в отношении Те!гаИутепаругфгтк (рис 17), свидетельствует о наличии корреляции между снижением репродуктивной способности от К^р техногенного токсиканта с ДНК Зависимость прямо пропорциональная токсичность веществ с низкими значениями К^р - наименьшая, а у веществ с высокими значениями константы, с высокой способностью к комплексо-образованию - наибольшая Наблюдается корреляция эффекта токсичности по отношению к бактериям Вепекеа Иап'еу и инфузориям ТенаИутепа руп/огти от величины энергодефицита, создаваемого комплексами металлов Обе зависимости прямо пропорциональные и имеют место при концентрациях 10 ' - 10"7 М Количественную характеристику обнаруженной корреляции дает сравнение токсикантов при одной концентрации - ЕС50 (рис 18) Приводимая закономерность связывает энергодефицит клеток, вызываемый ЗВ с определяемой величиной К^р с АТФ, с эффектом токсичности, проявляющимся на тест-объекте Использование установленной зависимости для прогноза величины ЕС5о на основании известного значения К^р позволяет предположить, что ЕС50 кузагарда, сетоксидима и тилта должны составлять 1,0 10"2, 3,0 10"2 и 1,1 М, соответственно Аналогично, рис 19 иллюстрирует закономерность, связывающую ферментативную активность бактерий и репродуктивную способность инфузорий с величиной энергодефицита, создаваемого в клетке организма металлокомплексами

Выявленная закономерность изменения величины токсичности ЗВ от его константы комплексообразования с АТФ подтверждается литературными данными на большом количестве разных видов многоклеточных организмов (рис 18) Она может быть использована в качестве экспресс-теста для определения токсичности ЗВ по отношению к гидробионтам

Проведенные нами исследования показывают, что при попадании ЗВ техногенного происхождения (пестициды или комплексы металлов) внутрь организма про-

исходит его химическое связывание с микроэлементам, нуклеотидами, ферментами, липидами Образуются прочные комплексы ЗВ с АТФ, НАДН, НАДН-ОР, ДНК,

есч,Ю м

литературные

ioJ м1

Рис 18. Корреляционная зависимость между велкчинои ЕС50 при воздействии пестицидов, определенной на ТеНакутепа руг^огтк от величины энергодефицита клетки, создаваемого загрязняющим веществом

Рнс 19. Закономерность изменения ЕС5о комплексов металлов в отношении инфузорий Те1-гакутепа руп/огт« от их констант комплексообразования

1-закономерность изменения ECjo от К,

■к/об р>

о - экспериментальные точки, литературные данные ф - зоопланктон -Daphma magna, рыбы - lif - Lepomis macro-chirus ювенилы до 0,4см, V Oncorhynchus mykiss ювенилы, ^ - Oncorhynchus mykiss взрослые, Cyprmodon variegate взрослые

характеризующиеся Кк/ооР Возникновение биоорганических комплексов приводит к нарушению энергетического метаболизма в организме Возникает энергодефицит клетки, который приводит к ее гибели

На организменном уровне, такой внутримолекулярный механизм действия ЗВ выражается в форме снижения ферментативной активности бактерий, репродуктивной способности инфузорий, микроартропод, подавления прорастания, роста растений

§4. Корреляция способности к образованию комплексов ЗВ с ДНК с их генотокснчностью

Установленная нами способность ксенобиотиков к образованию комплексов с ДНК и РНК (Глава 4), безусловно, сопряжена с серьезными последствиями для всего организма Прочные химические связи ЗВ с ДНК могут индуцировать генные мутации, - это вызывает необходимость более глубокого исследования Результаты определения генотоксичности на тесте Эймса БаЫопеНа! микросомы приведены в табл 8 На штамме ТА 100 кузагард проявил слабую прямую мутагенную активность (мутагенный индекс МИ=1,8) Все пестициды проявили мутагенность на шта-ме ТА98 Самым активным мутагеном оказался зенкор, - прямой мутагенный эффект (МА-) = 25,2 Остальные пестициды обнаружили слабый прямой мутагенный эффект, с величиной МИ (МА' <10) По величине МИ, ЗВ располагаются в ряд активности зенкор>базагран>лонтрел = кузагард > раундап > тачигарен > сетокси-

дим Зенкор, базагран, лонтрел и кузагард вызывают у Salmonella typhimurium на штамме ТА98 мутации ДНК типа сдвига рамки считывания

Таблица 8. Величины мутагенных индексов ЗВ МА+ - с метаболической активацией, МА" - без метаболической активации

Пестициды штаммТА98 | штамм ТА 100 ком пле ксы штаммТА98 |штаммТА!00

мутагенный индекс мутагенный индекс

МА+ МА- МА+ МА" МА+ МА" МА+ МА"

контроль 1 1 1 1 MoL2 3,3 5,2 1,4 1,5

зенкор 3,2 25,2 1,1 1,3 FeL2 4,2 2,8 1,5 1,1

лонтрел 5,5 2,0 0,4 1,1 CoL2 3,0 1,8 1,4 1,1

кузагард 5,3 2,0 1,6 1,80 NiL2 5,2 4,3 1,2 1,4

раундап 5,3 1,8 1,7 1,1 CuL2 3,1 1,6 1,4 1,2

сетоксид 3,0 0,9 0,7 0,9 MnL2 2,5 2,0 0.8 1,2

базагран 2,3 2,2 1,5 1,5 ZnL2 4,3 1,7 1,5 1,23

тачигар 2,0 1,5 1,4 1,5 MgL2 2,3 3,8 1,8 1,3

Пестициды активно метаболизируются монооксигеназной системой печени крыс (табл 8) Метаболиты зенкора оказались менее генотоксичны, чем исходное ЗВ Метаболиты лонтрела, кузагарда, раундапа и тачигарена проявили мутагенные активности, заметно возросшие по сравнению с прямой активностью этих веществ В результате метаболической активации их МИ возрастают в 1,5-2,9 раза Геноток-сичность раундапа, сетоксидима и тачигарена выявилась только после метаболической активации, - они оказались промутагенами При этом МИ раундапа возрастает в 3, а сетоксидима - в 3,3 раза Рассмотренные пестициды вызывают у штамма ТА98 мутации типа сдвига рамки считывания Величина МИ изменяется в ряду зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен

Все комплексы металлов с лонтрелом (табл 8) проявили прямую активность на штамме ТА98 Максимальная активность выявлена у МоЬ2 (МИ=5,2) За МоЬ2 следуют №Ь2 > М§Ь2 > РеЬ2 > (Ь) > МпЬ2. Не обнаружили прямой мутагенной активности СоЬ2, 7пЬ2 и СиЬ2.

После метаболической активации все металлокомпексы проявили генотоксич-ность с МИ < 10 Мутагенная активность метаболитов МоЬ2 и MgL2 снизилась по сравнению с пробами без метаболической активации, у РеЬ2, МгЬ2, МпЬ2, - возросла СоЬ2, и СиЬ2 обнаружили только промутагенный эффект Мутагенная активность метаболитов в два раза выше, чем у комплексов По промутагенной активности они выстраиваются в ряд (Ь) ~ №Ь2 > 2пЬ2 ~ РеЬ2 > МоЬ2 ~ СиЬ2 ~ СоЬ2> МпЬ2 ~ М§Ь2 Активность метаболитов N1!^ близка к исходному лонтрелу, у МпЬ2 и М§Ь2 - существенно ниже

Комплексы МоЬ2, №Ь2, РеЬ2 и MgL2 проявили прямую мутагенную активность выше, чем у лонтрела У МпЬ2 слабая активность близкая к лонтрелу Генотоксич-ность СиЬ2, СоЬ2 и ZnL2 ниже, чем у лон грела и проявляется только после метаболической активации Только у №Ь2 метаболическая мутагенная активность соизмерима с лонтрелом У других комплексов гербицида лонтрел метаболическая мутагенная активность в 1,5-2 раза меньше, чем у лонтрела

Установленные величины МИ сравнили с величинами Кк/о6р этих соединений с ДНК и РНК, приведенными в табл 2 Как следует из рис 20, в изменении величин

МИ прослеживается корреляция с последовательностью уменыие-ния значений их Кк/обр с ДНК Изменение Кк,0.-р ЗВ с РНК происходит симбатно с Кк/обр этих соединений с ДНК, поэтому зависимость МИ от Кк/о6р с РНК имеет аналогичный вид

У млекопитающих и других высших организмов на проявление мутагенного и канцерогенного эффекта влияет ряд факторов, прежде всего метаболическая активность моно-оксигеназ, функционирующих в присутствии НАДФН или НАДН Прямые мутагены не нуждаются в метаболической активации, но, попадая в организм, подвергаются воздействию монооксигеназной системы В случае промутагенов эта система выполняет роль активирующей, в случае прямых мутагенов она детокси-цирует их, - снижает частоту мутаций При сравнении полученных результатов с приводимыми в Главе 5 данными по ингибированию НАДН-ОР, одного из ферментов монооксигеназной системы, обнаруживается идентичный характер (рис 20, кривая 2) изменений Кк/обр е- НАДН от К^р с е-ДНК, и значений МИ от величины К^р пестицида с е-ДНК Обе зависимости прямолинейные, имеющие практически одинаковый угол наклона Кривая 3 характеризует изменение константы ингибирования (1/К,) НАДН-ОР по НАДН увеличение МИ происходит симбатно с нарастанием прочности комплекса фермент-ингибитор

Поскольку, ингибирование ферментативной активности происходит за счет встраивания пестицида в место присоединения НАДН к ферменту, т е такими ЗВ, которые являются донорами электронов, следовательно, вещества, обладающие электроно-донорными свойствами, будут обладать более высокой мутагенной активностью чем выше электроно-донорная способность ЗВ, тем выше его мутагенный индекс Выявленная корреляция МИ с комлексообразованием отражает химические свойства пестицидов и их металлокомплексов, их электронно-донорную природу, способность к образованию ковалентных и координационных связей, то есть возникновению стойких химических соединений - комплексов

Мутагенное действие ЗВ коррелирует с их способностью образовывать устойчивые" комплексы с ДНК in vitro Комплексы MoL2, NiL2, MgL2, FeL2 проявляют более высокую прямую мутагенную активность, чем исходный гербицид лонтрел Таким образом, пестициды являются генетически опасными веществами Образую-

Рис 20. Зависимость мутагенного индекса пестицидов от их констант комплексообразования с ДНК (1) Изменения К^р пестицидов с НАДН (2) и констант ингибирования НАДН-ОР (К,) пестицидами (3) от Кц/^бр пестицидов с ДНК

Кривая 1 - О " экспериментальные точки зенкор, лонтрел, кузагард, раундап, сетоксидим, базагран, Кривая 2 - О , по оси у = Кк/о6р 10М"' с НАДН, табл 1,

Кривая 3 -О , по оси у = 1/К, ЮЛМ"1 табл 3

щиеся конъюгаты пестицидов с другими неорганическими и органическими загрязнителями окружающей среды способны усиливать мутагенные и канцерогенные свойства, т е их применение представляет реальную угрозу для экосистем и для человека

*****

Вероятный биологический механизм разветвлений направлениий действия техногенных токсикантов внутри клетки, представленный на схеме 4, обобщает всю сумму полученных результатов (Главы 3-7)

зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен > тилт,

СиЬ2 > СоЬ2 >№Ь2 > Ь =РеЬ2 ~1пЬ2 =МоЬ2 » MgL2 =МпЬ2 Схема 4. Разветвление направлений действия техногенных токсикантов внутри клетки

Причиной изменений, проявляемых растениями (гербицидный эффект, в отношении прорастания семян и вегетирующих растений, уровень хлорофилла), насекомыми, водными (ингибирование люциферазы, снижение прироста клеток), поч-вообитающими (изменение жизненных циклов, снижение репродуктивных функций) организмами, является подавление энергетического метаболизма и возникновение энергодефицита клетки, вследствие взаимодействия техногенного токсиканта с АТФ Происходит нуклеотидное «разветвление» направлений действия ЗВ образуются комплексы с а) мононуклеотидом - (АТФ), б) динуклеотидом - (НАДН), в) полинуклеотидами - (ДНК, РНК)

Прерывание энергетических процессов и цепей транспорта электронов, блокирование функционирования цикла трикарбоновых кислот и фотосинтетических процессов - все это результат энергодефицита, возникающего из-за образования комплексных соединений ЗВ с нуклеотидами

Техногенные токсиканты ингибируют систему функционирования окиститель-но-восстановительных ферментов В этом ключевом «узле» жизнедеятельности любого организма токсическое действие ЗВ претерпевает второе - «ферментативное разветвление» (Схема 4) а) связывание ЗВ с металлами, составляющими свободный пул внутри клетки и необходимыми для синтеза металл-содержащих ферментов, б) комплексообразование ЗВ с динуклеотидом НАДН, являющимся кофер-ментом многих ферментов, в) собственно ингибирование активности фермента (ов), взаимодействие возможно как в активном центре, так и вне его В результате, в организме блокируются процессы жизнедеятельности, осуществляемые этими ферментами С другой стороны, организм не может окислить и «вывести» токсины Таким образом, вторым механизмом формирования токсичности техногенных ЗВ явтяется ингнбированис окислительно-восстановительных процессов - блокирование цепи переноса электрона в организмах разных трофических уровней

Химические ЗВ связываются в комплексные соединения с ДНК и РНК, происходит третье - «генетическое разветвление» (Схема 4) токсического действия а) соединения с высокими Kt0f,p встраиваются между пуриновыми и пиримидиновы-ми основаниями, нарушают нативность двойной спирали ДНК и (или) РНК, гидро-лизуют фосфодиэфирные связи В результате происходит образование полиплоидных сорняков у растений Рост численности микроартропод отстает от контроля (задерживается появление кладок, снижается количество яиц в кладках, возрастает продолжительность эмбрионального периода, падает кратность увеличения численности популяции) У гидробионтов происходит снижение репродуктивной способности, б) ЗВ проявляют прямой мутагенный эффект - все пестициды на штамме ТА98 Salmonella typhimurium вызывают мутации типа сдвига рамки считывания Мутагенная активность изученных ЗВ коррелируют с величинами их К^р с ДНК и РНК, в) все ЗВ, обладающие комплексообразующими свойствами, являются про-мутагенами - проявляют генотоксичность после метаболической активации

Глава 8. РАЗРАБОТКА МЕТОДОВ ОБЕСПЕЧЕНИЯ БЕЗОПАСНОСТИ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

Высокая степень загрязнения окружающей природы (Глава 1) настоятетьно требует использования достижений современной науки и техники для контроля состояния объектов окружающей среды и очистки сбрасываемых стоков и газовых выбросов промышленных производств Поэтому значительная часть нашей работы была посвящена нами изучению возможности практического использования способности токсикантов к комплексообразованию

§1 Использование комплексообразования для извлечения хлорсодержащих ароматических соединений из водных объектов

ХОС и пестициды, в частности, как показано в Главах 3-4, образуют комплексные соединения Кроме того, в Главе 1 указывалось, что для очистки стоков или водных объектов окружающей среды, необходимо извлекать из них ЗВ и повторно использовать в производственных целях, либо утилизировать Нами была изучена возможность, используя способность ЗВ к комплексообразованию, извлечь

пестицид (2,4-Д = 2,4-дихлорфеноксиуксусная кислота), краситель (исследовалось 14 красителей), ХОС хлорбензол (I), 2-хлор-4-нитрофенол (II), из водных растворов, технических стоков, смесей органических соединений с помощью фторсодер-жащих растворителей (перфтордекалина и перфторксилола) Методом электронной спектроскопии было показано, что соединения I и II образуют химические связи с молекулами перфтордекалина, в результате чего могут быть извлечены из раствора в воде или ацетонитриле Таким образом, перфтордекалин может быть использован для извлечения ХОС из воды Извлечь с помощью перфтордекалина пестицид 2,4-Д или какой-либо краситель нам не удалось

§2. Разработка метода экспресс определения общей токсичности воды

Проведенные нами исследования показали, что токсиканты-загрязнители окружающей среды пестициды и металлы, ХОС, фенолы, образуют с нуклеотидами комплексные соединения Константы комплексообразования с АТФ коррелируют с токсичностью ЗВ, проявляемой в отношении многоклеточных живых организмов Полученные корреляции можно использовать для определения токсичности растворов, содержащих смеси неизвестных веществ В этом случае, следует говорить об обобщенной концентрации и, обобщенной константе связывания (Ку)

Измерение выполняется быстро, метод пригоден для определения общей токсичности воды (питьевой, сточной, объектов окружающей среды, водных вытяжек из твердых отходов и тл) Обладает высокой информативностью Возможно проведение анализов в промышленных и полевых условиях Может быть востребован промышленными предприятиями, экологическими службами, СЭС, водозаборами, лабораториями МЧС, частными лицами Используются доступные и дешевые реагенты Рассчет экономической эффективности, выполненный на основании документа «Прейскурант Тарифы на услуги, оказываемые Федеральным государственным учреждением «Специализированная инспекция аналитического контроля по Центральному региону»», показывает, что использование предлагаемого метода позволяет снизить затраты на проведение одного определения - на 90%

Уникальность предлагаемой разработки состоит в получении количественной информации о суммарной токсичности проб, аналогичной отклику живых организмов (инфузорий, дафний, светящихся бактерий, микроартропод), но без трудностей, связанных с использованием живых тест-систем Возможность применения данного вида корреляций в качестве экспресс-метода определения токсичности водных объектов окружающей среды, проверялась нами в процессе мониторинга среднего течения реки Волги (Глава 8 §5) Величины Кг, как правило, соответствовали токсичности, определяемой на светящихся бактериях или инфузориях

§3. Биоразложение экотоксикантов в природной среде

В Главе 5 нами показано, что техногенные токсиканты, характеризующиеся способностью к комплексообразованию, ингибируют окисляющие ферменты Кроме того, (Глава 7 §3 и 4) ингибирование активности ферментных систем, в частности люциферазы, приводит к токсичности в отношении одно- и многоклеточных живых организмов Поэтому мы рассмотрели возможность разложения ЗВ в многокомпонентной экологической системе

Исследовалось поведение ЗВ под действием комплекса живых организмов активного ила (АИ) и солнечного света, т е в условиях, моделирующих природные водоемы Испытывали гербицид лонтрел (образцы 1-3), его медный комплекс (4),

сточные воды полупромышленного производства лонтрела (5) Токсикологическую оценку проб проводили методом биотестирования на культурах Tetrahy тепа руп-

formis и Вепекеа harvey

Присутствие лонтрела, его медного комплекса или промышленного стока (1-5) в исследуемых концентрациях оказывает острое и хроническое действие на культуру инфузорий Токсичность образца 1 сохранялась высокой (~80 %) в течение 2 месяцев наблюдения (рис 21) До начала экспе-„ сут римента в контрольном образце АИ иден-

Рис. 21 Динамика изменения ток- тифицированы 9 видов простейших орга-сичности образцов АИ, содержащих низмов представители водорослей, амеб, лонтрел (1, 2, 3), CuL2 (4), пробу прикрепленных инфузорий, флагеллаты промышленного стока (5) Обработ- После введения загрязнителя происходило ка АИ НММ 1 - нет, 2-6 часов, 3 уменьшение числа регистрируемых видов

— 18 часов Лонтрел = 1,22 10"3 М, до 7 (табл 9' столбец пром сток = 1 10"3 M, CuL2 = 0,4 10"3 Обработка мутагеном (НММ) - N-нит-М Стрелки - повторная обработка розо-М-метилмочевиной приводила к качественному изменению состава АИ и увеличению регистрируемого видового разнообразия биоценоз представлен 2 типами низших растений (бактерии, водоросли) и 5 классами беспозвоночных (реснитчатые, саркодовые, жгутиконосцы, нематоды, коловратки) В образце, обработанном мутагеном в течение 18 ч, увеличивалось регистрируемое чисто видов в биоценозе АИ по сравнению с образцом, подвергнутым 6-часовой обработке (20 и 15 видов, соответственно) заметно увеличивалась численность коловраток, идентифицировались серобактерии, раковинные амебы Данное сообщество успешнее сопротивлялось антропогенной нагрузке токсичность образца, обработанного 18 ч, понижалась по сравнению с 6-часовой обработкой При больших временах экспозиции (60-70 суток) наблюдалось снижение видового разнообразия Через 18 мес доминирующей остается одна линия зеленых одноклеточных водорослей - Euglena viridis, как наиболее устойчивый вид

АИ во всех аэротенках, кроме контрольного, был подвергнут обработке мутагеном с целью получения активации инцистированных живых организмов При 6-часовой обработке НММ (образец 2) токсичность оставалась высокой (~90 %) в течение 36 суток, затем резко падала, и к 56 суткам образец был практически нетоксичен После 18-ти часовой обработки (образец 3) токсичность сразу падала до 50 %, затем монотонно снижалась, и к 60 дню наблюдения образец становился нетоксичным Уменьшение токсичности после 18-ти часовой обработки по сравнению с 6-часовой инкубацией с НММ может объясняться изменением количественного соотношения видового состава АИ в результате мутагенного воздействия Под действием мутагена происходит инцестирование большого количества находящихся в спящем состоянии микроорганизмов Таким образом, мутагенная обработка АИ является весьма перспективным способом обработки АИ для улучшения видового разнообразия, и повышения окислительных свойств, в частности в отношении трудно разлагаемых пестицидов Такая обработка должна приводить, в конечном итоге, к улучшению экологического состояния водных объектов

В течение 0-20 суток во всех образцах, как контрольном, так и подвергнутых мутагенной обработке (6 и 18 часов экспозиции), концентрация лонтрела и СиЬ2 не изменяется (рис 22) После 18-20 суток концентрация лонтрела в образцах 1-3 на-

Таблица 9. Гидробиологический состав активного ила

Б/обр HMM, HMM 18 ч Повтор Повтор

HMM 6ч HMM 6 ч HMM 18 ч

водоросли (Algae)

Chlorella vulgaris +

Euelena viridis +

Scenedesmus obheuus + + + +

Ulothnx so + + масса + 4_

Zooslea ramieera един-но

Нитчатые един-но

простейшие (Protozoa)

Amoeba sp + +

Arcella vulgaris +

Bodo globosus 4- -L + +

Centropyxis aculeata + +

Euglypha laevis +

Flagellala sp + масса

Gromia neglecta + +

Lacrimaría sp + +

Lilonolus anser + +

Oicomonas sociahs + +

Pamphagus hyalmus + + +

бактерии (Bacterium)

Bacillus sp +

Beggiatoa minima + +

инфузории ([пГизопа)

Aspidisca cosíala + +

Aspidisca lynceus + +

Chilodonella uncmata +

Lelane monostvla + +

Telotrox sp + +

Thuricola simihs +

Vorticella alba + +

коловратки (Rotatoria)

Cephalodella gibba + + +

Cephalodella forticula + +

Colurella sp + + + +

Notommata sp + + +

Rotarla neptuma + +

Rolaría rotatoria + масса + + +

реснитчатые (СаБ^псНа)

Brachwnus angularis +

Chaetonotus brevispinosus + +

чинала снижаться Уменьшение содержания токсиканта в образцах 2 и 3 (АИ с мутагеном) происходило быстрее, чем в контроле Приблизительно через 40 суток от начала опыта вновь устанавливалось стационарное состояние

Для дальнейшего усиления окислительных свойств АИ была предпринята повторная обработка мутагеном Однако, это не привело к существенному дополнительному разложению изучаемых веществ За 66 суток содержание лонтрела уменьшилось на 25% и на 20% в пробе, не обработанной НММ За год пребывания загрязнителей в растворе АИ, подвергнутого мутагенной обработке, концентрация лонтрела уменьшилась всего на 45% В контрольном образце АИ, не обработанном НММ, - на 30% В образце 5, содержащем сток промышленного производства гербицида, концентрация токсических веществ уменьшилась за год всего на 7 %

Таким образом, лонтрел относится к трудно био разлагаемым ХОС Время обработки стоков в промышленных очистных сооружениях обычно составляет всего 8-11 часов За это время возможно образование комплексов лонтрела с металлами -еще более устойчивых, чем исходный лиганд

§4. Фотохимическое окисление техногенных токсикантов

Поскульку, рассмотренные токсиканты не разлагаются сообществом организмов АИ, необходимо было разработать эффективные способы их окисления Для этой цели нами был использован ультрафиолет (УФ) (Скурлатов Ю И, 1986) Энергия кванта жесткого УФ излучения с Х.=283 нм (длина волны поглощения лонтрела) приблизительно в 1,5 раза больше энергии связи С=Ы (-260 кДж/моль), что достаточно для разрыва устойчивого пиридинового кольца

4.1 Технология изготовления кварцевых ртутно-аргоновых ламп

Для проведения экспериментов по фоторазложению пиридиновых соединений были изготовлены ртутно-аргоновые лампы 0 8 и 30 мм оригинальной конструкции (Васильев Г К , Кирьянов В И 1994) Их достоинством является значительный ресурс времени работы, по сравнению с промышленными Лампы 0 8 мм дают возможность больших вариантов технологического использования в пакете по нескольку штук в одном защитном кварцевом кожухе при создании водопогружых УФ установок

4 2. Кинетические закономерности и технологические параметры процесса разложения токсикантов под действием УФ света

Разложения гербицида лонтрела при УФ облучении в течение 8 часов без дополнительных воздействий или при перемешивании инертным газом не происходило (рис 23) Барботирование током воздуха или кислорода способствует притоку кислорода в зону реакции При действии жесткого УФ излучения, одним из продуктов - фотохимической трансформации кислорода является озон Молекула озо-

101 м

I 4

—--1—.—,—,—,—.—I—,—,—-у/—,

О 12 24 36 48 ео 380 331 сут

Рис 22 Кинетические кривые био разложения образцов 1, 2, 3 - лонтрел, 4 - СиЬ2, 5 -пром сток производства лонтрела Обозначения и концентрации как

на под действием УФ диссоциирует на электронно-возбужденный атом кислорода и молекулу кислорода в синглетном состоянии, которые, обладая высокой окисляющей способностью, приводят к разложению гербицида В результате одновременного воздействия УФ, кислорода, воздуха и перемешивания за 24- 25 часов реа-

i __ t кции происходило полное разложение гер" бицида Одновременное применение УФ, кислорода и перекиси водорода сокращало \ время разложения до 8 часов При УФ об-Л\ лучении и барботировании озоном скорость \ \\ ^к. j реакции окисления молекулы лонтрела воз-wy растала в 4-5 раз За 6-6,5 часов проведения

« • " 16 го 24 ^ 2в фотохимической реакции происходит прак-Рнс. 23. Изменение концентрации тически полное окисление гербицида Ско-лонтрела от времени УФ облучения рость реакции окисления лонтрела зависит

I - без барботирования, 2 - аргон, в значительной мере от мощности источни-лампа ДРБ-8, 3 - воздух, лампа ДРБ- ка УФ излучения Полный распад молекулы 8, 4 - озон, лампа ДРБ-8, 5 - воздух, лонтрела под действием УФ с одновремен-лампа ДРШ-1000, 6 - 02, Н202, лам- ным барботированием воздухом при ис-па БРА-15 пользовании ртутно-аргоновой лампы ДРБ-

8 происходит за 24 часа, в то время как при использовании лампы ДРШ-1000 на разложение необходимо всего 3-3,5 часа Однако, образцы, содержащие продукты полного окисления гербицида, продолжали обладать токсичностью в отношении

светящихся бактерий Но помещенные в аэротенк с АИ они успешно перерабатывались сообществом микроорганизмов Полученные растворы уже не проявляли токсичности в отношении Вепекеа harvey и Tetrcihymena pyriformis ни для одной из исследовавшихся концентраций

4 3 Продукты разложения гербицида лонтрел

В Главе 8 §3 показано, что способность ЗВ к комплексообразованию повышает их устойчивость к биотрансформации и УФ разложению Более того, установленный факт (п 4 2 ), что продукты окисления гербицида лонтрел обладают собственной токсичностью, вызвал необходимость их определения и дальнейшего изучения форм проявления комплексообразования в реальной экологической системе

Судя по электронным спектрам водного раствора лонтрела до и после облучения, за 24-38 часов в спектрах анализируемых образцов не происходит ни сдвига максимума полосы поглощения, ни образования дополнительных полос Процесс разложения происходит в одну стадию без образования побочных продуктов в значительных концентрациях При этом рН раствора изменялся с 4,25 до 3,81

ИК спектры продуктов разложения лонтрела принципиально отличаются от исходного вещества Интенсивная полоса поглощения (пп) v(C=0) при 1710 см"1 расщепляется на четыре полосы 1780, 1740, 1715 и 1690 см"1, что может быть объяснено распадом исходного 3,6-ДХПК, и образованием других соединений со следующими фрагментами пп при 1780 см"1 может относиться к v(C=0) в группировке > при 1740 см 1 - к v(C=0) при сопряжении связи С=0 с ненасыщенной С=С* п п при 1715 см"1 относится к ассиметричным колебаниям двух С=0, и, наконец, пп при 1690 см"1 относится к колебанию С=0, связанной с ароматическим кольцом Существенные изменения проявились в области низких частот 800-

500 см"1, где лежат п п \(Саг—С1) и у(С-С1) Произошло перераспределение интен-сивностей полос и сдвиг по частоте В спектре продукта разложения появляются очень интенсивные п п при 605, 530 см ', которые могут относиться к колебаниям С-С! и Саг-С1, что вполне объяснимо в связи с возможностью накопления ХОС

Таблица 10. Вещества, полученные при УФ разложении лонтрела

№ Соединение 13 ч УФ облуч 38ч УФ облуч

в долях от IV ю-5, М в долях от IV 10"6, М

IV 3,6-дихлорпиколиновая к-та 1,00 25,0 1,00 5,00

VI трихлоробутанол 0,18 4,87 1.32 7,14

VII 2,3,5-трихлоропиридин 0,12 3,16 - -

V 4-хлоро- бензоил хлорид 0,11 3,00 0,50 2,74

X 2,6-дихлоро-З-нитро-пиридин 0,11 2,74 - -

II дихлоробутанол 0,06 2,00 0.26 1,75

I 4-хпоро-1,2- диметил-бензол 0,05 1,71 0,17 1,16

III 3-хлоро-бензоил хлорид 0,06 1,65 0,28 1,54

VIII трихлоробутанол(изомер) 0,02 0,54 0,26 1,41

IX гексахлороциклогексан 0,02 0,34 0,32 1,62

По данным масс-хрома-тографического анализа (табл 10) после 13 часов УФ облучения в реакционной смеси, кроме самого лонтрела, идентифицировано еще 9 веществ (1-Х), но преобладающим остается лонтрел (IV) Помимо замещенных пи-ридинов (первичных продуктов трансформации), основными продуктами являются замещенные хлорбензолы и хлорбутанолы Образование последних объяснимо разрывом пиридинового кольца в результате вторичных процессов окисления Увеличение времени облучения приводит к возрастанию их концентрации После 13 часов УФ облучения в реакционной смеси соединение VI присутствует в концентрации 4,87 10~5 М, что в 5 раз меньше, чем концентрация лонтрела в то же время Концентрации других идентифицированных веществ в 10-50 раз меньше, чем исходное соединение К 38 часам УФ облучения полностью разлагаются промежуточные хлорпиридиновые соединения (VII и X) Концентрация лонтрела в этот момент составляет 5 10"6 М Существенно возрастают концентрации других продуктов распада гексахлорциклогексана - гербицид линдан (IX концентрация <1,62 10"6М) - почти в 25 раз и трихлорбутанола (VIII концентрация <1,41 10"6 М и VI - концентрация <7,14 106 М) Трихлорбутанол становится преобладающим в смеси В конечной пробе его количество превосходит лонтрел

Накопление техногенных токсикантов в реках, морях и океанах хорошо известно Поэтому сравнивали кинетику окисления лонтрела в дистиллированной, искусственно приготовленной морской и речной воде из реки Клязьмы Вид кинетических кривых изменяется при переходе от дистиллированной к морской или речной воде (рис 24) В дистиллированной воде под действием УФ концентрация лонтрела изменяется с постоянной скоростью и доходит до нуля к 22 часам наблюдения В реальных растворах течение первых 10 часов скорость исчезновения лонтрела (исходная концентрации 1,42 10"3 М) выше, чем в дистиллированной воде Затем она

существенно уменьшается и становится ниже, чем в дистиллированной К 45 часам наблюдения концентрации лонтрела в обоих образцах остаются значительными

3,6 10"4 М (25% от исходной концентрации) в морской воде и 0,6-10"4 М (4,4%) - в речной Скорость фото окисления лонтрела в речной воде оказалась выше, чем в морской В начальный период времени в растворе одновременно протекают два параллельных процесса разложение лонтрела и связывание его в комплекс с металлами Концентрация металлов в морской воде выше, чем в речной Поэтому концентрация образующихся комплексов в ней выше Под действием УФ коплексы разлагаются с меньшей скоростью, чем лонтрел (Глава 8 §3) Этим объясняется значительное накопление ЗВ в морях и океанах

Рис. 24 Кинетика изменения концентрации лонтрела под действием УФ излучения и при барботировании кислородом при 25°С

1 - дистиллированная вода, 2 - искусственная морская вода, 3 - вода из реки Клязьмы Лонтрел = 1,42 10"3 М

§5. Оценка загрязнения среднего течения реки Волги

На основании результатов, полученных в §4 и §3 Главы 8, мы поставили вопрос есть ли условия для протекания процессов комплексообразования в реальной крупной водной экосистеме Необходимо было определить наличие токсикантов

Таблица 11. Содержание в Волге загрязняющих веществ, величины ПДК и обобщенной константы связывания (Кг)

Токсикант Конц мг/л Рыбохоз ПДК мг/л Кх эксперим

ПХБ н/обн ю-3

ДДТ 2 10 5 ю-4 2 103 М"1 (1-3% токсичности)

ГХЦГ 2 Ю"1 0,03

метафос н/обн 0,02

нефтепродукты <0,2 0,05

фенол <0,005 0,001

N0-,- < 0,3(ТЧ) 0,02(Ы)

ЫН4+ < 0,3(Ы) 0,4-1,0(Ы)

Си+2 <0,01 0,001 15-20 103М'' (30-40% токсичности)

Со" - 0,01

1п+/ <0,01 0,01

Н202 < 10-5М -

пестицидов, в том числе ХОС (способность к комплексообразованию показана в предыдущих Главах), металлов, а так же опробовать разработанный (Глава 8 §2) метод определения токсичности С этой целью был проведен мониторинг Волги в районе Куйбышевского водохранилища и г Казани Измеряли содержание пести-

цидов (ДДТ - 4,4 -дихлордифенилтрихлорме-тилметан - инсектицид, ПХБ - пента-хлорбензнловый спирт - фунгицид «бластин», ГХЦГ - гексахлорциклогексан - инсектицид «линдан», метафос - 0,0 димети1-0-(4-ни:трофе1шл)ттгофосфаг - инсектицид), ХОС и фосфорорганических соединений, ионов металлов Одновременно выполняли токсикологические эксперименты на Вепекеа harvey, Tetrahimena piriformis и ветвистоусом рачке Daphma magna (табл 11)

1 Содержание пестицидов в воде в анализируемый период не превышалоПДК Обнаружены продукты УФ разложения лонтрела (ГХЦГ) и метафоса (тиофенол) Оба - более токсичны, чем исходные препараты

2 Концентрации Cu(II) превышала ПДК, Mn(II) варьировала ~ 20-40 мкг/л и в донных отложениях - 0,1 вес %

3 В живой и погибшей рыбе концентрации ХОС - не значительны Содержание в тканях рыб С, CI, Р - ниже ПДК, ионов Мп сравнимо с Fe

4 Стандартные гидрохимические показатели - в пределах нормы содержание кислорода не ниже 80% насыщения, значения pH среды монотонно возрастало во времени от 7,5 ± 0,4 в мае до 8,35 ± 0,1 в июле БПК от 2,5 до 3,5 мг 02/i, содержание нитратов < 4 мкг/л

Таблица 13. Содержание фенола и его хлорпроизводных, мкг/л, результаты биотестирования воды в районе водозабора Казани (1а - первый подъем, 16 - питьевая)

Вещество - ПДК 01 10 10 10 02 11 09 11 23 11 25 11 15 12 20 12

1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1

а б а б а б а б а б а б а б а б

Фенол - 1

4-нитроф - 2 28,8 2,4

2 4-динитроф -30 1,5

2-хлорфенол -1 5,7 12,4 30,6

2-нитроф - 60 ),7 2,2 5,9

2 6 диметилф -250

4-хлор,3-метитф 5,8 3,2

2,4-дихлорф - 2 7,1 16,4

трихлорфенол- 4 1,4 5,1 5,8 42

пентахлорф -10 94 6 9 2,8 37 40 37,4 24 33

Tpynformis (К) 1,2 М 1,2 1,0 0,9 0,8 0,98 3,9

D magna(молодь) 63 59 88 84 84 0 80 75 90 86 88 80 90 75

В harvey (%) 30 40 28 28 25 6 37 37 20 25

5 В большинстве проб воды, взятых в Куйбышевском водохранилище в районе Казани, в отношении Benekia harvey и Tetrahimena piriformis не отмечалось ни острой, ни хронической токсичности Выживаемость Daphma magna в опыте и контроле, а также скорость прироста численности клеток инфузорий в анализируемых пробах и в контроле отличались не более, чем на 30 % Токсичность была обнаружена исключительно, в районе сброса в Волгу стоков очистных сооружений Казани Величина обобщенной константы связывания (Kj) колебалась в пределах 2-8, при разведение пробы в 100 раз, т е Кк/0бр составляла ~ 4,0 10"3 М"' Судя калибровке - токсичность приблизительно 40% (по Вепекеа harvey) Для контроля были еде ланы смеси из обнаруженных веществ, в тех же концентрациях, определенные Kv указаны в табл 11 Они демонстрируют, что уровень токсичности отобранных проб определяют ионы меди Несколько завышенные значения токсичности, определенные с помощью измерения тушения флуоресценции, по сравнению с био-тестами,

(.вязано с тем, что в пробах воды могли находиться не токсичные, но способные к комплексообразованию с АТФ вещества

Мониторинг показал, что в наибольшей концентрации присутствуют фенол и металлы Хлорпроизводные фенола появляются в воде при ее хлорировании, выполняемом на водозаборных станциях и очистных сооружениях Пентахлорфенол (ПХФ), 4-хлортриметилфенол, (ТХФ) 2,4,6-трихлорфенол, практически не включаются в биологический круговорот Наиболее токсичен ПХФ Пестициды и ХОС проявляют высокую комплексообразующую способность, образуют комплексы с нуклеотидами и нуклеиновыми кислотами (Глава 4 §3), что приводит к возникновению мутаций (Глава 7 §4)

Таблица 12 Содержание фенола (ф) и его производных, мкг/л, в волжской воде в районе очистных сооружений Казани (Т/о - точка отбора 2 - 1 км выше ГОС, _ 3 - в месте сброса, ниже ГОС 4 - 1 км, 5-2 км) ____

Дата фенол 4-нит 2,4-ди 2-хло 2-нит 2,6-ди $-хлор 4-ди ТХФ ПХФ

роф нитроф рф тоф че 3-ме «лорф

гилф гилф

Оетябрь 2 - 2,3 19,7 - - - - - - 99,6

1991 3 497,3 103,0 182,7 78,9 - - - 6372,0 -

4 - 182,7 . - - 27,2 31,8 - 44,2 87,5

5 29,7 М 0 8 11,0 0,07 0 12 - - - 136 8

Январь 2 - - - 10,6 0,14 - - - - 1,8

1992 3 - - - 89,3 0,24 - - - - -

4 - - - 1,8 0,9 - - - 11,6 13,2

5 - - - - 0,26 - - - - -

Февраль 2 - - 36,6 - 8,1 25,2 129,8 - 33,1 128,6

1992 3 126,4 - 18,5 171,1 8,3 - 43,8 - 8,7 5,2

4 - - 2,1 7,3 - - 10,3 17,9 - 1,4

5 - - 0 8 - 0,3 - - - -

Март 2 33,1 - 2,1 14,9 2,8 18,4 38,6 - 227,0 -

1992 3 232,2 54,2 18,0 100,4 . 70,7 837,1 2,2 44 6 28,7

4 7,9 0,7 0,3 2,6 4,9 - 9,5 0,5 - -

5 - - 0,2 - 0,6 6,9 18,5 - - -

Апрель 2 23,8 - - 83,6 3,6 15,1 - - 84,8 84,8

1992 3 112,4 53,8 - 129,5 . 5,1 33 0 - 210,6 109,7

4 107,9 55,9 - 38,9 - - - - 132,1 143,3

5 - - - 34 - 0,9 137 - 70 5 157 8

Май 2 - - - 21,8 23 . - - 28,1 17,8

1992 3 14,4 - 41,6 - 9,7 76,9 236 3 - 127.8 29,0

4 - - - 24,9 4,1 - - 42,2 4,4

5 - - - 26,5 3,0 - - - -

Результаты анализа проб сырой воды, отобранных в районе питьевого водозабора представлены в табл 13 Наблюдается значительное повышение содержания хлорпроизводных (по 2-хлорфенолу до 30, по 2,4-дихлорфенолу до 8, по ПХФ до 4 ПДК) В пробах, отобранных 10 октября и 23 ноября, после процедуры водоподго-товки (обработки хлором) питьевая вода содержала 2- и пентахлорфенолы, в то время как в сырой волжской воде они отсутствовали Очевидно, замещение произошло в процессе водоподготовки Это свидетельствует о несоответствии существующей системы оценки качества воды изменяющимся антропогенным нагрузкам Волжская вода в районе городского водозабора как до, так и после очистки не обладает острой токсичностью Хроническая токсичность, определенная с примене-

ни ем в качестве биотеста Daphma magna, была обнаружена в питьевой воде лишь 02 ноября 1992 года Отмечается тенденция к ухудшению биологических показателей воды в процессе ее очистки, о которой свидетельствует закономерное снижение потомства дафний в пробах питьевой воды по сравнению с сырой волжской водой С помощью метода тушения флуоресценции токсичности не выявлено Величина обобщенной константы связывания суммы ЗВ (Kv) колебалась в пределах 40% Между водозабором и местом сброса городских очистных сооружений (ГОС), в Волгу сбрасывает сточные воды (СВ) завод «Оргсинтез», имеющий автономную систему водоподготовки Практически во всех пробах (табл 12), отобранных в районе ГОС, обнаружены фенол и его производные, содержание их превышает ПДК

Выше места сброса ГОС волжская вода содержит значительные количества фенола и производных до 33 ПДК фенола (03 1992г ), до 83 ПДК 2-хлор-фенола (04 1992г ), 13 ПДК ПХФ (02 1992г)

Наиболее высокое содержание фенолов обнаружено в районе сброса вод ГОС до 500 ПДК фенола, до 1500 ПДК ТХФ, до 837 мкг/л 4-хлор,3-метилфенола, токсические свойства которого не изучены По мере удаления от ГОС происходит разбавление ЗВ При удалении на 2 км обнаружены 7 из 10 анализируемых веществ фенол (до 30 ПДК), 2-хлорфенол (26 ПДК), ТХФ и ПХФ (до 16 ПДК)

Сезонная динамика характеризуется меньшими концентрациями в ноябре - январе и большими в марте - мае Суммарная концентрация производных фенола и токсичность, определенная с помощью Кг изменяются симбатно Очевидно, в летние месяцы возрастает концентрация ЗВ, способных к комплексообразованию

Очевидна необходимость заменить хлорирование на экологически более чистые методы обеззараживания и очистки питьевой и СВ, например, с применением УФ-излучения Конкретные технологические параметры на примере ХОС - гербицида лонтрел, приведены в Главе 8 §4

§6. Анализ питьевой воды города Казани

Пробы отбирались на водозаборе города после первого подъема волжской воды и через три часа после ее обработки (табл 13) Установлено содержание в воде фенола и девяти его производных в пробах воды первого подъема в разные дни - выше или ниже ПДК В питьевой воде только однажды зафиксировано значительное количество хлорпроизводных фенола ТХФ = 2 ПДК, 2-хлорфенол = 5 ПДК Во всех пробах зафиксировано присутствие ПХФ в значительных количествах Очистка сырой воды, практически, не приводит к заметному уменьшению его концентрации В образце за 20 декабря возрастает с 2,4 ПДК - в сырой, до 3,3 ПДК - в питьевой воде Данный факт нельзя объяснить иначе, как замещением метил- и нитро-групп на хлор при хлорировании в технологическом процессе очистки воды

По совокупности биотестов (Benechea harvey, Tetrahymena pynfornns Daphma magna) качество питьевой воды удовлетворяет предъявляемым к ней требованиям, - не обладает острой токсичностью С точки зрения токсичности питьевая вода 25 ноября, 15 и 20 декабря несколько «хуже» сырой В пробе за 25 ноября получили 75 особей в сырой воде и 70 - в питьевой, при 90 единиц в контрольном опыте Более высокая смертность тест-организмов после водоподготовки, указывает на проявления хронической токсичности Одна из причин ухудшения - хлорирование воды, которое приводит к возникновению более токсичных ХОС ПХФ является предшественником диоксина - одного из самых опасных загрязнителей окружающей среды Таким образом, необходимо стремиться исключить первичную обработку воды

хлором Для разрушения органических веществ, содержащихся в природной воде, использовать УФ в сочетании с перекисью водорода или озонированием

§7 Очистка питьевой воды УФ методом на водозаборах

Работа по очистке питьевой воды из артезианского источника выполнялась в поселке Азино г Казани Необходимость очистки воды из артезианских скважин обусловлена наличием в подземных водах остаточных количеств металлов, пестицидов, нефтепродуктов, солей, органических ЗВ, в том числе - ХОС, микроорганизмов Учитывая низкий окислительный потенциал, характерный для грунтовых вод, обработка их пероксидом водорода или совместно Н202 и УФ светом в сочетании с традиционными методами фильтрации позволяет добиться практически любой степени чистоты воды Была предложна бактерицидная установка, обеспечивающая очистку от органических соединений и полное обеззараживание 150 м3/час воды Обрабатываемая вода поступает в три соединенные параллельно камеры обеззараживания, где подвергается облучению УФ лампами, помещенными в защитные кварцевые чехлы Вода, прошедшая через УФ установку, может быть использована для непосредственного потребления в системах хозяйственно-питьевого водоснабжения или сброса в природные водоемы Использование установок на основе ламп низкого давления (Глава 8 §4 п 4 1) касетно модульного типа, выполненных в водопогружном варианте дает возможность очистки любых объемов воды

§8 Способы улучшения работы городских очистных сооружений

Для увеличения пропускной способности ГОС был проведен анализ их работы и данных лабораторных исследований за 1991 г , имевшихся в производственном Управлении Казводоканал Пропускная способность биологической очистки ГОС определялась эффективностью работы восьми вторичных отстойников и составляла 450 тыс м3/сут, при ежедневной подаче 490-535тыс м3/сут сточных вод ежесуточно от 40 до 85тыс м3/сут СВ, - 10-20% общего городского стока сбрасывалось в Волгу без биологической очистки, сразу после первичных отстойников

Нами рекомендовано на этапе механической очистки для повышения эффективности осадкообразования и дополнительной очистки СВ от фосфатов - загрязнения природных вод, способствующего цветению сине-зеленых водорослей, использование способности ЗВ к комплексообразованию 1 Введение в поток сточной воды коагулянта-хлорида железа, который образует прочные нерастворимые комплексы с фосфатом Степень улавливания фосфата при такой обработке СВ более 70% Повышается осаждение металлов и некоторых органических примесей -комплексообразователей 2 Введение в поток СВ флокулянта - полимерного водорастворимого катиона Флокулянт вызывает укрупнение мелкодисперсных частиц, в том числе гидроксидов и фосфатов железа, тем самым возрастает скорость осаждения частиц и образуется более плотный осадок С применением флокулянта эффективность очистки стока от взвешенных мелкодисперсных частиц и органических веществ, металлов и бактерий возрастает до 70-80%

На этапе биологической очистки для интенсификации, применять обработку активного ила мутагеном

Для целей обеззараживания использовать УФ излучение, являющееся эффективным стерилизующим средством, приводящим к дополнительной очистке и де-токсикации СВ, что способствует интенсификации процесса биологической очист-

ки и улучшению физиологического состояния АИ, тем самым ведет к увеличению пропускной способности ГОС

Использование УФ перспективно с экономической точки зрения прекращается использование дорогостоящего хлора или озона, возрастает пропускная способность ГОС Согласно данным американских исследователей (Ригш 1пс , 1992), стоимость 1 моля квантов света (0,0025$ США), намного ниже стоимости 1 моля озона (0,15 США), и сравнима со стоимостью 1 моля активного хлора (0,16$ США) Экологически выгодно использование ультрафиолета, т к он позволяет избежать образования ХОС, фуранов и дибензофуранов, возникающих под влиянием озона, -предшественников супер-экотоксикантов - хлордиоксинов, диоксинов Возможна очистка практически от любого вида загрязнителей, как в локальных, так и в коллекторных стоках

§9 Проект локальных очистных сооружении

Наиболее рациональная схема очистки промышленных СВ заключается в предварительной локальной очистке их на предприятиях от специфических примесей и дальнейшем смешении с хозяйственно-бытовыми СВ Наряду с природоохранным эффектом очистка СВ зачастую имеет и экономическую цепесообразность, особенно в тех случаях, когда со стоками теряются и выносятся в водоем ценные продукты, т е очистка должна сочетаться с утилизацией ценных материалов, создавать возможность безотходного производства

Работы по созданию локальных очистных сооружений были выполнены нами на производственном обувном объединении «Спартак» в г Казани Собственно производственный сток данного предприятия не значителен по объему и не содержит сложных для разложения молекул Но в объединенный заводской коллектор попадают стоки чисто производственные, транспора, содержащие бензин, мазут и моторные масла, а также бытовые, в том числе душевых комнат при раздевалках рабочего персонала, содержащие поверхностно активные вещества Предложенная рациональная схема очистки и техническое решение размещения системы УФ очистки в водосборном коллекторе Для эффективного разложения всех ЗВ разработана конструкция УФ установки, которая позволяет не только сливать в общегородской коллектор чистую воду, но и повторно ее использовать в технологических целях, что обеспечивает большой экономический эффект

ВЫВОДЫ

1 Загрязняющие вещества техногенного происхождения образуют ком-пчексы с микроэлементами, нуклеотидами (АТФ, НАДН, ДНК, РНК), липидами клеточных мембран, ферментами Процессы комплексообразования играют определяющую роль в механизме токсического поражения живого организма

2 Техногенные токсиканты образуют бидентатные комплексы с металлами в объектах окружающей среды и микроэлементами в клетках живых организмов Прочность комплексов изменяется в ряду №Ь2 > ¥сЬ2 > МоЬ2 = СоЬ2> СиЬ2> МпЬ2 > 2пЬ2 > М§Ь2 По сравнению с исходным загрязняющим веществом, метал-локомплексы с медью, никелем, кобальтом, молибденом и железом повышают прочность 3-х компонентных комплексных систем с нуклеотидами и ферментами, что обуславливает значительное возрастание токсичности для тест-объектов (в отношении однодольных и злаковых растений, почвообитающих микроартропод и

гидробионтов) Металлокомплексы пестицидов практически не разлагаются микроорганизмами активного ила и УФ составляющей солнечного света, что способствует их накоплению в природных водных экосистемах

3 Скорость процесса переноса загрязняющего вещества через липиды клеточных мембран характеризуется константой массопереноса, имеющей обратную корреляцию с константой комплексообразования Транспорт металлокомплек-сов происходит с большей скоростью, чем соответствующего лиганда Комплексо-образование токсикантов с липидами приводят к их накоплению в неполярном слое клеточной мембраны, и является основной причиной биоаккумуляции загрязняющих веществ в тканях живых организмов

4 Образование комплексов техногенных загрязняющих веществ с АТФ приводит к энергодефициту в тканях организмов По величинам констант комплексообразования, исследовавшиеся соединения выстраиваются в два ряда активности 1) зенкор > лонгрел (L) > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен

> тилт, 2) CuL2 > CoL2 >NiL2 > L ~ FeL2~ ZnL2=MoL2 » MgL2=MnL2 Отмечается прямая корреляция констант комплексообразования со способностью токсикантов подавлять прорастание семян, образование хлорофилла в листьях, рост вегетирую-щих растений, снижать численность микроартропод (коллембол видов Folsomia candida и Xenylla grísea) и гидробионтов (инфузорий Tetrahymenapynformis)

5 Техногенные загрязняющие вещества ингибируют активность ферментных систем в организмах Блокирование деятельности ферментов коррелирует с комплексообразующей способностью токсикантов Антиредуктазная активность (на примере НАДН-оксидоредуктазы) возрастает в ряду ион металла < пестицид < металлокомплекс Это является причиной токсичности (снижение активности лю-циферазы бактерии Вепекеа harvey), останавливает протекание окислительных процессов в многоклеточных организмах, приводит к элиминации видов активного ила и накоплению загрязняющих веществ

6 Биологический эффект от действия техногенных токсикантов на тест-объекты разного систематического положения коррелирует с величинами их констант комплексообразования с ДНК и РНК Степень влияния на численность и жизненные циклы микроартропод (коллембол видов Folsomia candida и Xenylla grísea), подавление репродуктивной способности гидробионтов (инфузории Tetrahymena pynformis) убывает в последовательностях 1). зенкор > лонтрел (L) > кузагард > раундап > базагран > тачигарен, и 2) CuL2 > CoL2 > NiL2 > MoL2 > MnL2

> ZnL2 > L > MgL2

7 Образование комплексных соединений техногенных загрязняющих веществ с ДНК и РНК является причиной их генотоксичности Пестициды и комплексы гербицида лонтрела с металлами проявляют прямую мутагенную активность, вызывая мутации типа сдвига рамки считывания Генотоксичность MoL2, NiL2, MgL2 и FeL2 выше, чем у лонтрела Все исследованные вещества являются промутагенами (на штаммах ТА98 и TAI 00 бактерий Salmonella typhimurium)

8 Разработан новый метод экспресс-анализа токсичности объектов водной среды и водных вытяжек из твердых веществ Он основан на корреляционной зависимости токсичности от величины энергодефицита, создаваемого загрязняющим веществом Метод позволяет исследовать индивидуальные вещества и смеси Достоинствами метода является использование дешевых реагентов отечественного

производства, возможность проведения анализов в полевых условиях, соотнесение с биологическими тест - системами

9 Мониторинг среднего течения реки Волги показал, что хлорирование коммунально-промышленных, сточных и питьевых вод приводит к повышению содержания токсичных хлорорганических соединений в природных водных объектах Разработанные способы УФ очистки питьевой и сточных вод, исключающие стадию хлорирования в 80-90 гг прошлого века были новыми технологическими решениями Широкое использование созданных вариантов комбинированного применения УФ обработки и биологических методов, локальных очистных сооружений - остаются актуальными для практики настоящего времени

Основное содержание диссертации опубликовано в следующих работах.

1 Алиев 3 Г . Атовмян JI О , Саратовских Е А , Криничный В И , Карцев В Г Син-

тез, структура и спектральные характеристики комплексов меди с производными пиколиновой кислоты//Известия АН СССР Сер хим -1988 -№11, С 2495 -2501

2 Саратовских Е А, Кондратьева Т А , Психа Б JI, Гвоздев Р И , Карцев В Г Ком-

плексообразование некоторых пестицидов с аденозинтрифосфорной кислотой // Известия АН СССР Сер хим - 1988 - №11, С 2501 -2507

3 Саратовских Е А , Болдырева Н М , Карцев В Г О применении метода мутаген-

ной обработки активного ила для биоразложения гербицида лонтрел // Бюллетень по водному хозяйству - 1988 - №1/2, С 28 - 33

4 Саратовских Е А , Личина М В , Психа Б Л , Гвоздев Р И О характере взаимо-

действия ди- и полинуктеотидов с некоторыми пестицидами // Известия АН СССР Сер хим - 1989 -№9,С 1984- 1989

5 Саратовских ЕА Синтез бидентатных комплексов 3,6-дихлорпико-линовой ки-

слоты//Известия АН СССР Сер хим -1989 - №10, С 2327 - 2329

6 Саратовских Е А , Орлов В И , Криничный В И ЭПР-спектроскопическое изуче-

ние металлокомплексов 3,6-дихлорпиколиновой кислоты // Известия АН СССР Сер хим - 1989 - №11, С 2477 - 2481

7 Саратовских Е А , Папина Р И , Карцев В Г Влияние некоторых пестицидов на

двудольные и злаковые культуры // Сельскохозяйственная биология Сер Биология растений - 1990 - №5, С 152 -159

8 Саратовских Е А , Козлова Н Б , Гончаров В В Оценка загрязнения Волги в зоне

влияния сточных вод Казани // Водные ресурсы - 1997 - Т 24 - №1, С 56 - 60

9 Саратовских Е А , Папина Р И , Кондратьева Т А Нарушение энергетического

метаболизма клеток в процессе прорастания семян двудольных и злаковых растений при действии на них различных пестицидов и металлокомплексов // Цитология - 1999 - Т 41 - №3-4, С 308 - 309

10 Saratovskikh Е А , Kondratieva Т А . Psikha В L On the transport of pesticide Lon-trel through liposomal membranes // Cellular & Molecular Biology Letters - 2000 -V 5 -№3, P 367 -370

11 Саратовских E A , Психа Б Л , Гвоздев Р И Пестициды и окружающая среда // Вестник БГТУ -2004 -№8 ч1,С38-40

12 Саратовских Е А , Коршунова JIА , Гвоздев Р И , Куликов А В Ингибирование НАДН-оксидоредуктазной реакции гербицидами и фунгицидами различного строения //Известия АН Сер хим -2005 - №5, С 1284- 1289

13 Саратовских Е А , Козлова Н Б , Папин В Г , Штамм Е В Разложение гербицида лонтрел биологическими и фотохимическимим методами // Прикладная биохимия и микробиология -2006 -Т42 -№1,С44-51

14 Саратовских Е А , Полякова О В , Рощупкина О С , Лебедев А Т Продукты фотолиза 3,6-дихлорпиколиновой кислоты (гербицида лонтрел) в водных растворах//Прикладная биология и микробиология -2007 -Т43 - №2, С 252 -256

15 Саратовских Е А , Штамм Е В Влияние хлор- содержащих фенолов на стабильность ДНК // Химическая физика - 2007 - Т 26 - №7, С 77 - 83

16 Саратовских Е А , Коршунова Л А , Рощупкина О С , Скурлатов Ю И Ингибирование NADH-оксидоредуктазы соединениями металлов // Химическая физика -2007 -Т26 -№8, С 46 - 53

17 Саратовских Е А , Бокова А И Влияние гербицидов на популяцию почвооби-тающих коллембол // Токсикологический вестник - 2007 - №5, С 17-23

18 Саратовских Е А , Глазер В М , Костромина Н В , Котелевцев С В Корреляция генотоксичности экотоксикантов с их способностью к комплексообразованию с ДНК // Экологическая генетика -2007 -Т5 -№3, С 46 - 55

19 Саратовских Е А , Козлова Н Б Изучение аккумуляции пестицидов в жирной фазе // Токсикологический вестник - 2008 - №1, С 29-33

20 Саратовских Е А , Психа Б Л , Гвоздев Р И , Скурлатов Ю И Кинетическая модель процесса переноса техногенных загрязняющих веществ через липосомальные мембраны // Химическая физика - 2008 - Т 27 - №7, С 59-65

21 Саратовских Е А , Козлова Н Б , Байкова И С , Штамм Е В Корреляция между токсическими свойствами загрязняющих веществ и их константами комплексо-образования с АТФ // Химическая физика - 2008 - в печати

22 Саратовских Е А, Булатов А В , Карцев В Г Синтез комплекса меди с 3,6-дихлорпиколиновой кислотой и ее спектральные характеристики // Тр ИХФ Кинетика и механизмы физико-химических процессов Черноголовка - 1986 вып 9 - С 38

23 Алиев 3 Г , Карцев В Г, Саратовских Е А Молекулярная структура комплексов Си с производными пиколиновой кислоты // Кристаллохимия неорганических и координационных соединений Тез докл IV Всесоюз совещания 1986 г - Бухара -М Наука, 1986 - С 67

24 Саратовских Е А, Карцев В Г Изучение комплексообразования медного комплекса гербицида лонтрел с другими бидентантными лигандами // Тр ИХФ РАН Кинетика и механизмы физико-химических реакций Черноголовка -1987 вып 10 - С 35

25 Саратовских Е А, Психа Б Л, Шестаков А Ф , Карцев В Г , Алиев 3 Г Изучение физико-химических характеристик и реакционной способности пестицидов в модельных системах // Всесоюз координационного совещания по пестицидам Тез докл - Черноголовка, 1988 - С 96

26 Карцев В Г, Кирковский Л И , Богатыренко В Р , Саратовских Е А, Богатырен-ко Т Н, Доброхотов В Г , Лисецкая И В , Лисицын Е А Разработка теоретических основ направленного синтеза фотодинамических гербицидов // Всесоюз

координационного совещания по пестицидам Тез докл - Черноголовка, 1988 С 129

27 Саратовских Е А , Психа Б Л , Гвоздев Р И , Карцев В Г Взаимодействие пири-динсодержащего гербицида лонтред с аденозинтрифисфорной кислотой // Тр Всесоюз совещания по химии и технологии пиридин содержащих пестицидов Тез докл - Черноголовка, 1988 вып 2 - С 78

28 Саратовских Е А , Личина М В , Психа Б Л , Гвоздев Р И Образование комплекса 3,6-дихлорпиколиновой кислоты с динуклеотидами // Тр Всесоюз совещания по химии и технологии пиридин содержащих пестицидов Тез докл -Черноголовка, 1988 вып 2 - С 79

29 Саратовских Е А Некоторые аспекты взаимодействия пиридинсодержащих пестицидов с ферментными системами // Тр Всесоюзного совещания по химии и технологии пиридин содержащих пестицидов Тез докл - Черноголовка, 1988 вып 2 - С 80

30 Саратовских Е А Металлокомплексы в модельном процессе ингибирования каталитической активности НАДН-редуктазы // Активация малых молекул комплексами металлов Тез докл международного семинара октябрь 1989 г - Ленинград, 1989 - С 59

31 Скурлатов Ю И , Штамм Е В , Хайлов Е Г , Васильев Г К , Кирьянов В И , Саратовских Е А Новые подходы к разработке технологии очистки и обеззараживания питьевой воды с применением источников УФ излучения // Вода экология и техночогия Тез докл международного конгресса 1994 г - Москва, 1994 -Т2 - С 670

32 Саратовских Е А , Козлова Н Б , Кондратьева Т А Мониторинг водной среды среднего течения реки Волги // Вода- экология и технология Тез докл международного конгресса 1996 г -Москва, 1996 -Т2 - С 443-444

33 Саратовских Е А , Кондратьева Т А , Психа Б Л Загрязнение водных объектов токсикантами с\х производства и изучение их поведения на молекулярно-биологическом уровне (на примере пестицида лонтрел) // Вода экология и технология - Акватек-2000 Тез докл международного конгресса 2000 г - Москва, 2000 - С 170

34 Саратовских Е А Смирнов В А , Кондратьева Т А Деградация пестицида лонтрел в водных растворах // Вода экология и технология - Акватек-2000 Тез докл международного конгресса 2000 г - Москва, 2000 - С 416

35 Скурлатов Ю И , Штамм Е В , Козлова Н Б , Александрова Е В , Саратовских Е А Пероксид водорода в экологической химии Н Химия органических и эле-менторганических пероксидов Тез докл XI Международной конф 2003 г -Москва, 2003 - С 289

36 Саратовских Е А , Коршунова Л А , Гвоздев Р И , Куликов А В Пестициды как ингибиторы ферментативных процессов // Высокоорганизованные каталитические системы Тез докл Международной конф 2004 г -Москва - С 107

37 Саратовских Е А Штамм Е В , Козлова Н Б Фотоокисление 3,6- дихлорпико-линовой кислоты // Современная химическая физика Тез докл XVI Симпозиума 20 сент -1 окт 2004 г - Туапсе, 2004 - С 105 - 106

38 Саратовских Е А , Коршунова Л А Исследование кинетики ферментативного окисления "техногенных токсикантов // Современная химическая физика Тез докл XIX Симпозиума 22 сент-3 окт 2007 г - Туапсе, 2007 - С. 219-220

39 Анализ содержания фенолов и С1-фенолов в среднем течении реки Волги Отчет похоз договору с Казанским гор водоканалом №522/91 (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №433, И2212 л 131 Архив ИПХФРАН -Черноголовка, 1991 4 1 - 14с

40 Анализ содержания фенолов и С1-фенолов в среднем течении реки Волги Отчет по хоз договору с Казанским гор водоканалом №522/91 (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №453, И2212 л 150 Архив ИПХФ РАН - Черноголовка, 1992 4 2 - 18 с

41 Анализ содержания фенолов и С1-фенолов в среднем течении реки Волги Отчет по хоз договору с Казанским гор водоканалом №522/91 (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №469, И2212 л 84 Архив ИПХФ РАН -Черноголовка, 1993 4 3 - 19 с

42 Анализ состояния и рекомендации по улучшению работы очистных сооружений города Казани Отчет по хоз договору с Казанским гор водоканалом №522/91 (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №469, И2212 л 84 Архив ИПХФ РАН - Черноголовка, 1993 4 5 -21с

43 Анализ питьевой воды города Казани Отчет по хоз договору с Казанским гор водоканалом №522/91 (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №469, И2212 л 84 Архив ИПХФ РАН - Черноголовка, 1993 44-21 с

44 УФ-метод очистки питьевой воды на водозаборе пос Азино г Казани Отчет по хоз договору с Казанским гор водоканалом №522/91 (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, оп 1,дело№485, И2117 Т2 л 404 Архив ИПХФ РАН - 4ерноголовка, 1994 4 6 - 7 с

45 Проект локальных очистных сооружений для обувного производственного объединения «Спартак» г Казань Отчет по хоз договору с обувным объединением «Спартак» г Казань № 1191/1 (заключит) / ИХФ4 РАН, Руководитель Саратовских Е А - Ф 1, on 1, дело №453, И2212 л 150 Архив ИПХФ РАН - Черноголовка, 1992-1994 -Юс

46 Обобщение результатов натурных и лабораторных исследований по изучению состояния водных экосистем и систем питьевого водоснабжения Отчет по Программе «Экологическая безопасность России» Контракт ЭБР-662-93-К0 Мин Экологии РФ (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских -Ф 1, on 1, дело №471, И2312 Т 2 л 155 Архив ИПХФ РАН - Черноголовка, 1993 -Ч 1 -29с

47 Проведение лабораторных и натурных исследований по использованию ряда биотестов для анализа водных экосистем Отчет по Программе «Экологическая безопасность России» Контракт ЭБР-662-93-К0 Мин Экологии РФ (промежуточ ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №488, И2315 л 223 Архив ИПХФ РАН -Черноголовка, 1994 -4 2 -38 с

48 Обобщение результатов натурных и лабораторных исследований по использованию биотестов для анализа водных экосистем Отчет по Программе «Экологическая безопасность России» Контракт ЭБР-662-93-К0 Мин Экологии РФ (заключ) / ИХФЧ РАН, Руководитель Е А Саратовских - Ф 1, on 1, дело №504, И2315, Т 1 л 120 Архив ИПХФ РАН - Черноголовка, 1995 4 3-26 с

Благодарности

Автор выражает искреннюю признательность научному консультанту, профессору кафедры гидробиологии МГУ, д б н О Ф Филенко за ценные советы и указания, данные им в процессе проведения исследований и оформления диссертации

Особую благодарность автор испытывает к д х н Ю И Скурлатову, д х н Е В Штамм, д ф -м н Г К Васильеву, д х н Б Л Психа, д х н В Г Карцеву, к б н Р И Гвоздеву

Огромную благодарность автор выражает сотрудникам ИХФ, ИПХФ, ИБХФ РАН и Биологического факультета МГУ к б н Н Б Козловой, к х н Е В Вичутин-ской, к х н ОС Рощупкиной, к х н ТА Кондратьевой, к б н М В Личиной, Л А Коршуновой, д ф -м н В И Кирьянову, к ф -м н Ю А Чернышову, к ф -м н В Г Папину, д б н С В Котелевцеву, к б н В М Глазеру, д х н А Т Лебедеву, д б н С А Маракушеву, д т н Б С Федорову, О Н Дьяковой, к б и С К Стебаевой, д ф -м н С А Жукову, д ф -м н В К Грязнову, д х н В А Смирнову и другим

Сдано в набор 2 07 08 Подписано в печать 7 07 08 Формат 60x90 1/16 Объем 2,75 п л Заказ 181 Тираж 100

Отпечатано в типографии ИПХФ РАН 142432, Московская обл , г Черноголовка, пр-т ак Семенова, 5

Содержание диссертации, доктора биологических наук, Саратовских, Елена Анатольевна

УСЛОВНЫЕ ОБОЗНАЧЕНИЯ ВВЕДЕНИЕ

Глава I. МОЛЕКУЛЯРНЫЕ АСПЕКТЫ ЭКОЛОГИЧЕСКИХ ПРОБЛЕМ. Литературный обзор

§ 1. Экология и экономика

§2. Токсиканты и окружающая среда

2.1. Состояние атмосферы

2 Л .1. Загрязнение атмосферы тяжёлыми металлами

2.2. Состояние почвы

2.2.1. Загрязнение почвы тяжёлыми металлами

2.2.2. Плодородие почв

2.2.3. Загрязнение почв пестицидами

2.3. Состояние водных объектов

2.3.1. Загрязнённость водных объектов металлами

2.3.2. Загрязнение водных экосистем пестицидами

§3. Мишени для образования комплексов в биологических системах

3.1. Микроэлементы в физиологии растений и живых организмов

3.2. Закономерности образования комплексов биолигандов с металлами и ксенобиотиками

§4. Действие ксенобиотиков на различные субстраты клетки

4.1. Различные функции металлов

4.2. Токсиканты и ферментативные реакции

4.3. Нуклеиновые кислоты, техногенные токсиканты и канцерогенёз

§5. Процессы транспорта токсикантов через биологические мембраны

§6. Токсиканты и живые организмы

6.1. Влияние загрязняющих веществ на организмы гидробионтов

6.2. Действие химических средств защиты растений на педобионтов

6.3. Некоторые формы проявления токсического действия ксенобиотиков на теплокровные организмы

§7. Современные тенденции очистки от техногенных загрязнителей Заключение к главе I.

СПОСОБЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ ВОЗДЕЙСТВИЯ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ НА МОЛЕКУЛЯРНОМ УРОВНЕ И НА КОМПОНЕНТЫ КЛЕТКИ И ВОДНЫЕ ОБЪЕКТЫ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ. Объекты и методы исследований

§ 1. Приготовление исходных веществ

1.1. Растворители

1.2. Пестициды

1.3. Соли металлов

1.4. Синтез комплексов 3,6-дихлорпиколиновой кислоты

1.5. Биохимические объекты

§2. Методики исследования состава и строения металлокомплексов гербицида лонтрел

2.1. Методики спектрофотометрического исследования реакционных растворов

2.2. Методики ЭПР исследования реакционных растворов

2.3. Методика рентгеноструктурного анализа ме-таллокомплексов

2.4. Методика определения молекулярной массы металлокомплексов

§3. Методики исследования образования комплексов с нуклеотидами

3.1. Методика флуориметрических измерений

3.2. Методика определения температуры плавления ДНК в присутствии пестицидов

3.3. Методика определение влияния хлорсодер-жащих фенолов на температуру плавления ДНК

3.4. Методика определения низкомолекулярных продуктов, образующихся при плавлении ДНК

3.5. Методика определения влияния на ДНК продуктов фотолиза трихлорфенола

3.6. Методика определения влияния на ДНК продуктов сенсибилизированного фотолиза хлорсоединений и красителей

§4. Методики изучения ингибирования ферментативной реакции

4.1. Методика получение биомассы бактерий

4.2. Методика выделения и очистки КАБН-оксидоредуктазы

4.3. Методика определения активности фермента

4.4. Методика изучения ингибирования ферментативной реакции пестицидами и комплексами металлов

4.5. Методика изучения ингибирования ферментативной реакции металлами

4.6. Методики определения величины константы ингибирования К;

4.7. ЭПР исследования влияния ионов металлов на NADH-оксидоредуктазу

Методики изучения процессов транспорта токсикантов через мембраны

5.1. Методика определения константы распределения октанол/вода

5.2. Методика определения степени биоаккумуляции

5.3. Методика приготовления липосом Методики изучения поведения токсикантов в на-тивных условиях

6.1. Методика определения влияния пестицидов и металлокомплексов на прорастание семян

6.2. Методика определения влияния пестицидов на вегетирующие растения

6.3. Методика определения содержания хлорофилла

6.4. Методика измерений жизненных циклов и популяционной динамики почвообитающих коллембол под влиянием пестицидов

6.5. Методика определения генотоксичности пестицидов и металлокомплексов

6.6. Методика биологического окисления пестицидов и металлокомплексов

Методики проведения мониторинга водных объектов окружающей среды

7.1. Методика отбора проб воды из природных источников

7.2. Методика приготовления искусственной морской воды

7.3. Методика определения состава проб с помощью высокоэффективной жидкостной хроматографии

7.4. Методика определения токсичности воды с использованием био-теста Benechea harvey

7.5. Методика определения токсичности с помощью инфузорий Tetrahymena pyriformis

7.6. Методика определения токсичности на

Глава III.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Процессы комплексообразования в механизме токсического действия загрязняющих веществ техногенного происхождения"

Опасность химического загрязнения окружающей среды проявляется в прямом и опосредованном токсическом действии на живые организмы значительных количеств веществ, техногенного происхождения. Техногенные загрязняющие вещества приводят к возникновению химических реакций - в объектах окружающей среды и изменению биохимических реакций, протекающих в организмах. В результате экосистемы теряют способность к самоочищению. Накопление токсикантов в природных объектах обусловливает прогрессирующие темпы сокращения объемов и ухудшения качества ресурсов жизнеобеспечения человечества - запасов питьевой воды, промысловых организмов, почв, пригодных для сельскохозяйственного использования.

При существующих технологиях, рост промышленного производства и энергетики связаны с образованием отходов пропорционально объёму произведённой продукции, что вызывает соответствующий рост загрязнения биосферы. Кардинальное решение проблемы состоит в переходе на безотходные технологии и реутилизацию материалов в производстве и потреблении, оборотные схемы водопользования и комплексное использование ресурсов.

В области сельского хозяйства (с/х) опасность применения пестицидов и других химических средств защиты растений (ХСЗР) обусловлена их прямой токсичностью по отношению к почвенным микроорганизмам, формирующим плодородие почв. Зачастую, ХСЗР отличаются высокой устойчивостью к биотрансформации, из-за блокирования окислительных процессов, и характеризуются низкой способностью к разложению под действием солнечной радиации; поэтому аккумулируются в почве, воде, в живых организмах. В результате может снижаться продуктивность с/х культур и ухудшаться качество продукции; возникновение мутаций приводит к появлению более ток-сикорезистентных видов сорной растительности. Переход химических загрязняющих веществ (ЗВ) с продуктами питания в организмы животных и человека является причиной возникновения практически всех форм хрониче

11 ских заболеваний у населения, а так же таких тяжёлых нарушений, как онкологические или патологии у новорождённых.

Решение совокупности этих сложных проблем в значительной степени определяется успехами фундаментальных исследований в области физической химии, биохимии, химической экологии. Раскрытие молекулярных механизмов биологического действия экотоксикантов на структурно-функциональные системы клетки - ферментные системы, биомембраны, генетический аппарат - необходимы для успешной борьбы за чистоту окружающей среды и безопасность существования человека. Без понимания химических механизмов формирования токсичности невозможно создавать методы контроля состояния окружающей среды, прогнозировать возможную токсичность, отдалённые последствия применения препаратов, предотвращать возникновение вредных продуктов трансформации исходных соединений, разрабатывать эффективные и экологически безопасные способы переработки отходов промышленных и с/х-производств, стоков коммунально-бытового хозяйства.

Огромные объёмы выбросов ЗВ в объекты окружающей среды; биоаккумуляция, в сочетании с биотрансформацией поллютантов, приводящей к появлению более персистентных и токсичных соединений, чем исходные, -привели к высокому уровню загрязнения биосферы: санитарно-эпидемиологические станции (СЭС) выполняют более сотни измерений каждой отобранной пробы. Поэтому необходимы новые интегральные методы биотестирования. Разработка способов детоксикации, очистки объектов природы от промышленных, с/х- и коммунальных стоков, с целью охраны биосферы, как среды обитания человека - задача, в которой новые решения могут возникать только на базе фундаментальных исследований и на стыке нескольких научных дисциплин.

Цель работы. Изучение роли процессов комплексообразования в механизме действия токсикантов на структурно-функциональные системы клетки и их значения для общебиологических проявлений интоксикации и экологических эффектов.

12

В связи с поставленной целью решались следующие задачи:

Исследование механизма химического действия экотоксикантов (пестицидов, комплексов металлов, хлорорганических соединений (ХОС), в частности, хлор фенолов) на микроэлементы, нуклеотиды; мембраносвязанные металлсодержащие окисляющие ферменты; липиды мембранных структур.

Установление корреляции между процессами комплексообразования ЗВ, протекающими в организме, энергодефицитом клетки и физиологическими эффектами in vivo. Создание интегрального метода экспресс-контроля токсикологического состояния водных объектов окружающей среды.

Исследование продуктов разложения ЗВ. Разработка технологии деток-сикации и очистки питьевой и сточной вод, вытяжек из твёрдых объектов или промышленных отходов от ЗВ с использованием процессов комплексообразования, обработки ультрафиолетом (УФ), в комплексе с биологическими методами.

Выявление связи между результатами, полученными в ходе целенаправленного мониторинга водного объекта (на наличие пестицидов, металлов, ХОС) и технологией очистки сточных вод на городских очистных сооружениях.

На защиту выносится новая научная гипотеза об определяющей роли процессов комплексообразования техногенных токсикантов с компонентами структурно-функциональных системам клетки в механизме токсического поражения организма.

Научная новизна. Впервые показано, что техногенные токсиканты, относящиеся к соединениям различных химических классов, а также образованные ими комплексы с рядом металлов проявляют высокую способность к дальнейшему комплексообразованию с такими компонентами живой клетки, как моно - и динуклеотиды. Создана математическая модель, позволяющая количественно оценить степень комплексообразования токсикантов с нук-леотидами. Определены константы устойчивости образующихся комплексов.

13

Впервые проведено сравнение ингибирования активности окислительной металлсодержащей ферментной системы - НАДН-оксидоредуктазы, восьмью пестицидами различного химического строения, комплексами гербицида лонтрел с восьмью разными металлами, и солями этих металлов. Определены кинетические параметры и тип ингибирования. Выявлен порядок изменения антиредуктазной активности ЗВ в зависимости от величины их константы ингибирования фермента. Показано, что в активном центре фермента соли металлов конкурируют за место связывания с акцептором электронов, а лиганды и комплексы - с донором. Прочность связи ЗВ с ферментом (и токсические свойства этого ЗВ) возрастает при переходе от иона металла к лиганду и к комплексу.

Создана новая математическая модель процесса переноса токсикантов через липосомальные мембраны, впервые доказывающая, что комплексооб-разование с липидами является лимитирующей стадией процесса переноса через мембраны и причиной биоаккомуляции ЗВ. Рассчитанные коэффициенты массопереноса имеют обратную корреляцию с константами комплексо-образования.

Выявлено, что причиной возникновения мутаций (типа сдвига рамки считывания), при действии ЗВ (ХОС, пестицидов и металлокомплексов) на многоклеточный организм является образование комплексов с ДНК и РНК, приводящих к нарушению нативности двойной спирали, гидролизу фосфоди-эфирных связей. Определены константы устойчивости комплексов ЗВ с по-линуклеотидами. Показана корреляция констант комплексообразования с физиологическими эффектами токсичности, проявляемыми in vivo: влиянием на рост численности почвообитающих микроорганизмов и гидробионтов, со степенью генотоксичности изученных ЗВ.

Впервые установлено, что образование комплекса техногенного токсиканта с аденозинтрифосфорной кислотой (АТФ) приводит к энергодефициту клетки, который является важной причиной развития интоксикации, приводит к гибели клетки и целого организма. Характеристикой энергодефицита

14 является константа комплексообразования, которая коррелирует с количественными параметрами биологического действия ЗВ: подавлением прорастания семян, ростом вегетирующих растений, жизнедеятельностью организмов, подавлением ферментативной активности, индуцированием генных мутаций.

Показано, что гербицид лонтрел и его комплексы с металлами трудно поддаются биологической деградации. Впервые установлены продукты, образующиеся при разложении гербицида лонтрел под действием УФ составляющей солнечного света. Выявлена повышенная токсичность продуктов разложения гербицида лонтрел по сравнению с исходным соединением.

Основные результаты. Показано, что процессы комплексообразования играют определяющую роль в механизме действия токсикантов техногенного происхождения.

Доказано образование комплексов преобладающих загрязняющих веществ - пестицидов, фенолов, хлорорганических соединений с металлами, moho-, ди- и полинуклеотидами (ДНК, РНК), липидами, ферментами. Созданы математические модели и рассчитаны константы комплексообразования.

Установлено, что образование комплексов техногенных органических токсикантов с металлами приводит к усилению токсических свойств, повышает ингибирующую активность в отношении окисляющих ферментов, снижает способность загрязняющих веществ к разложению (окислению) под действием микроорганизмов и УФ составляющей солнечного света.

В соответствии с полученными константами комплексообразования с АТФ восемь рассмотренных пестицидов могут быть расположены в следующий ряд активности: зенкор > лонтрел > раундап > кузагард > сетоксидим > базагран > тачигарен > тилт, который соответствует константам комплексообразования с ди- и полинуклеотидам, ингибированию ферментов (NADH-ОР) и эффектам проявляемым in vivo. Причём, комплексы данных лигандов с металлами имеют более высокие константы комплексообразования с биологическими молекулами, чем исходный лиганд.

15

Показано, что токсиканты образуют комплексы с ферментами, блокируя как электрон-донорный так и электрон-акцепторный центры, что останавливает протекание окислительных процессов в организмах. Антиредук-тазная активность изменяется в ряду: соль < лиганд < комплекс.

Установлено, что процесс переноса токсикантов через клеточные мембраны не зависит от разницы концентраций по обе стороны липидной мембраны, а определяется исключительно химическим строением загрязняющих веществ и свойствами мембраны. Процессы комплексообразования токсикантов с липидами приводят к накоплению их в неполярном слое клеточной мембраны. Загрязняющие вещества, характеризующиеся большими константами комплексообразования, имеют меньшую скорость проникновения через мембраны. Транспорт металлокомплексов происходит с большей скоростью, чем соответствующего лиганда.

Образование комплексов ксенобиотиков с полинуклеотидами (ДНК, РНК) приводят к гидролизу фосфодиэфирных связей, нарушению компле-ментарности двойной спирали, что, в свою очередь, способно явиться основой для возникновения мутаций и онкологических перерождений клетки.

Показано, что техногенные токсиканты и их комплексы с металлами не поддаются биологическому разложению, что способствует их накоплению в объектах окружающей среды. Использование мутагенной обработки активного ила способствует получению более разнообразного сообщества микроорганизмов, однако не приводит к трансформации ряда экотоксикантов. Ме-таллокомплексы более устойчивы к биотрансформации, чем органические соединения. Определены кинетические параметры разложения загрязняющих веществ под действием УФ, как дистиллированной, так и в природной воде рек и морей, зависимости от мощности источника облучения, наличия окислителей и перемешивания.

Установлены зависимости между величинами констант комплексообразования и действием ксенобиотиков на уровне биологических систем: как на прорастание семян (двудольных и злаковых), так и вегетирующих расте

16 ний; физиологическую динамику почвенных микроорганизмов и гидробио-нтов: инфузорий, светящихся бактерий, ветвистоусых рачков.

Практическая значимость. Получены новые данные о существовании в растворе устойчивых бидентатных комплексов пестицидов с ионами металлов. Показана экологическая опасность возможного возникновения подобных комплексных соединений в открытых водоёмах и клетках живых организмов, включая теплокровных высших трофических уровней, из-за повышенных токсических свойств комплексов.

Установлена корреляция между константой комплексообразования пестицидов с АТФ и эффектом подавления прорастания семян, гербицидным действием на вегетирующие растения, содержанием хлорофилла в листьях, что может быть использовано в качестве экспресс-теста на этапе первичного скрининга пестицидов с АТФ-зависимым механизмом действия.

Исследованы кинетические закономерности УФ разложения гербицида лонтрел, которые могут быть использованы при очистке стоков промышленных производств, разработке технологий очистки почв, вод, утилизации запасов ХСЗР.

Показана потенциальная канцерогенная и мутагенная опасность ЗВ (пестицидов: лонтрел, зенкор, базагран, раундап, кузагард, сетоксидим, тачи-гарен, тилт; металлокомплексов гербицида лонтрел; хлорсодержащих фенолов), обусловленная их комплексообразованием с ДНК и РНК.

Доказано, что техногенные ЗВ ингибируют действие окисляющих ферментных систем в организмах, что снижает способность к самоочищению водоёмов и почв.

Предложен новый метод определения интегральной токсичности объектов окружающей среды: воды, почв, продуктов питания.

Проводившийся в течение нескольких лет целенаправленный мониторинг среднего течения реки Волги, показал, что причиной наличия хлорорга-нических ЗВ в концентрациях, значительно превышающих ПДК, является хлорирование сточных вод на городских очистных сооружениях.

17

Разработаны способы очистки вод (питьевого водоснабжения, технологического цикла, сточных вод) с применением УФ излучения. На основании проведённого мониторинга состояния очистных сооружений и питьевого водоснабжения г. Казани, предложены методы интенсификации очистки и увеличения их пропускной способности. Замена хлорирования на УФ обработку сточных вод и циркуляция их - значительно улучшит экологическую обстановку водных бассейнов.

Вклад автора в работы, выполненные в соавторстве и включённые в диссертацию, состоит в формировании направления, постановке общей задачи, личном участии во всех этапах работы: в ходе экспериментального исследования, в анализе и интерпретации полученных данных, в планировании на их основе новых перспективных направлений научных исследований и технологических разработок.

Благодарности:

Автор выражает искреннюю признательность научному консультанту, профессору кафедры гидробиологии МГУ, д.б.н. О.Ф. Филенко за ценные советы и указания, данные им в процессе проведения исследований и оформления диссертации.

Автор выражает глубокую благодарность всем коллегам, оказывавшим помощь в подготовке работы: д.х.н. Ю.И. Скурлатову, д.х.н. Е.В. Штамм, д.ф.-м.н. Г.К. Васильеву, д.х.н. Б.Л. Психа, д.х.н. В.Г. Карцеву, к.б.н. Р.И. Гвоздеву, к.б.н. Н.Б. Козловой, к.х.н. Е.В. Вичутинской, к.х.н. О.С. Рощупкиной, к.х.н. Т.А. Кондратьевой, к.б.н. М.В. Личиной, Л.А. Коршуновой, к.ф.-м.н. В.Г. Папину, д.б.н. С.В. Котелевцеву, к.б.н. В.М. Глазеру, д.ф.-м.н. В.И. Кирьянову, к.ф.-м.н. Ю.А. Чернышову, д.х.н. А.Т. Лебедеву, д.б.н. С.А. Маракушеву, д.т.н. Б.С. Фёдорову, О.Н. Дьяковой, к.б.н. С.К. Стебаевой, д.ф.-м.н. С.А. Жукову, д.ф.-м.н. В.К. Грязнову, д.х.н. Смирнову В.А. и другим.

18

Заключение Диссертация по теме "Биофизика", Саратовских, Елена Анатольевна

412 ВЫВОДЫ

1. Загрязняющие вещества техногенного происхождения образуют комплексы с микроэлементами, нуклеотидами (АТФ, НАДН, ДНК, РНК), липидами клеточных мембран, ферментами. Процессы комплексообразования играют определяющую роль в механизме токсического поражения живого организма.

2. Техногенные токсиканты образуют бидентатные комплексы с металлами в объектах окружающей среды и микроэлементами в клетках живых организмов. Прочность комплексов изменяется в ряду:

Ь2 > БеЬг > МоЬ2 = СоЬ2> СиЬ2> МпЬ2 > 2пЪ2 > М§Ь2. По сравнению с исходным загрязняющим веществом, металлокомплексы с медью, никелем, кобальтом, молибденом и железом повышают прочность 3-х компонентных комплексных систем с нуклеотидами и ферментами, что обуславливает значительное возрастание токсичности для тест-объектов (в отношении однодольных и злаковых растений, почвообитающих микроартропод и гидробионтов). Металлокомплексы пестицидов практически не разлагаются микроорганизмами активного ила и УФ составляющей солнечного света, что способствует их накоплению в природных водных экосистемах.

3. Скорость процесса переноса загрязняющего вещества через липиды клеточных мембран характеризуется константой массопереноса, имеющей обратную корреляцию с константой комплексообразования. Транспорт металлокомплексов происходит с большей скоростью, чем соответствующего лиганда. Комплексообразование токсикантов с липидами приводят к их накоплению в неполярном слое клеточной мембраны, и является основной причиной биоаккумуляции загрязняющих веществ в тканях живых организмов.

413

4. Образование комплексов техногенных загрязняющих веществ с АТФ приводит к энергодефициту в тканях организмов. По величинам констант комплексообразования, исследовавшиеся соединения выстраиваются в два ряда активности:

1) зенкор > лонтрел (L) > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен > тилт;

2) CuL2> CoL2 >NíL2>L = FeL2~ZnL2=MoL2 » MgL2~MnL2. Отмечается прямая корреляция констант комплексообразования со способностью токсикантов подавлять прорастание семян, образование хлорофилла в листьях, рост вегетирующих растений, снижать численность микроартропод (коллембол видов Folsomia candida и Xenylla grísea) и гидробионтов (инфузорий Tetrahymena pyriformis).

5. Техногенные загрязняющие вещества ингибируют активность ферментных систем в организмах. Блокирование деятельности ферментов коррелирует с комплексообразующей способностью токсикантов. Антиредуктазная активность (на примере НАДН-оксидоредуктазы) возрастает в ряду: ион металла < пестицид < металлокомплекс. Это является причиной токсичности (снижение активности люциферазы бактерии Вепекеа harvey), останавливает протекание окислительных процессов в многоклеточных организмах, приводит к элиминации видов активного ила и накоплению загрязняющих веществ.

6. Биологический эффект от действия техногенных токсикантов на тест-объекты разного систематического положения коррелирует с величинами их констант комплексообразования с ДНК и РНК. Степень влияния на численность и жизненные циклы микроартропод (коллембол видов Folsomia candida и Xenylla grísea), подавление репродуктивной способности гидробионтов (инфузории Tetrahymena pyriformis) убывает в последовательностях:

1) зенкор > лонтрел (L) > кузагард > раундап > базагран > тачигарен; и

414

2) CuL2 > CoL2 > NiL2 > MoL2 > MnL2 > ZnL2 > L > MgL2.

7. Образование комплексных соединений техногенных загрязняющих веществ с ДНК и РНК является причиной их генотоксичности. Пестициды и комплексы гербицида лонтрела с металлами проявляют прямую мутагенную активность, вызывая мутации типа сдвига рамки считывания. Генотоксичность MoL2, NiL2, MgL2 и FeL2 выше, чем у лонтрела. Все исследованные вещества являются промутагенами (на штаммах ТА98 и ТА 100 бактерий Salmonella typhimurium).

8. Разработан новый метод экспресс-анализа токсичности объектов водной среды и водных вытяжек из твёрдых веществ. Он основан на корреляционной зависимости токсичности от величины энергодефицита, создаваемого загрязняющим веществом. Метод позволяет исследовать индивидуальные вещества и смеси. Достоинствами метода является использование дешёвых реагентов отечественного производства, возможность проведения анализов в полевых условиях, соотнесение с биологическими тест - системами.

9. Мониторинг среднего течения реки Волги показал, что хлорирование коммунально-промышленных, сточных и питьевых вод приводит к повышению содержания токсичных хлорорганических соединений в природных водных объектах. Разработанные способы УФ очистки питьевой и сточных вод, исключающие стадию хлорирования в 80-90 гг. прошлого века были новыми технологическими решениями. Широкое использование созданных вариантов комбинированного применения УФ обработки и биологических методов, локальных очистных сооружений - остаются актуальными для практики настоящего времени.

416

ОБЩЕЕ ЗАКЛЮЧЕНИЕ

В представленной работе рассмотрен широкий круг вопросов - от фундаментальных научных, до решения конкретных прикладных задач обеспечения экологической безопасности водных систем. Ключевым вопросом является выявление молекулярных механизмов действия техногенных токсикантов - пестицидов (в том числе ароматических хлорорганических соединений), металлов и комплексов пестицидов с металлами, в биологических системах и их связь с физиологическими эффектами, наблюдаемыми на живых многоклеточных организмах.

Образование комплексов с металлами, нуклеотидами, ферментами (ко-ферментами или субстратами) представляет собой полифункциональный одновременно в нескольких направлениях протекающий процесс, в котором выключение (связывание в комплекс) одного звена в системе жизнедеятельности клетки, приводит к блокированию нескольких других её функций. В этом смысле механизмы действия ЗВ носят «разветвлённый» характер.

Особенно важна роль комплексообразования в биоэнергетических процессах, т.к. образование комплексов ЗВ с АТФ приводит к энергодефициту клетки растений и живых организмов. Уровень АТФ определяет скорость белкового синтеза, регулирует мобилизацию преформированной иРНК и жизнедеятельность многих ферментов, обеспечивая активацию каждого фермента лишь на определенной стадии. Прерывание энергетических процессов, блокирование функционирования цикла трикарбоновых кислот, прерывание цепей транспорта электронов, блокирование фотосинтетических процессов -всё это результат энергодифицита, возникающего из-за образования комплексных соединений ЗВ с АТФ. По величинам констант комплексобразования (Кк/обр) с АТФ рассмотренные токсиканты выстраиваются в ряд активности: зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен > тилт; СиЬ2 > СоЬ2 >№Ь2 > Ь ~ РеЬ2 ~ гпЬ2 ~ МоЬ2 » ~ МпЬ2. Наблюдается прямая корреляция К^бр с физиологическими эффектами, проявляемыми многоклеточными организмами. С убыванием Кк/обр падает герби

407 цидный эффект в отношении прорастания семян и снижается уровень хлорофилла в однодольных и злаковых культурах. Фитотоксичность №-, Со- и Си-бидентатных комплексов значительно выше, чем у исходного лиганда.

Энергодефицит клеток, блокирование энергетического метаболизма, является причиной токсического действия ЗВ в отношении насекомых. По убыванию оказываемого воздействия на численность микроартропод, ЗВ выстраиваются в ряд, коррелирующий с Кк/обр этих соединений с АТФ. Прочность комплекса Си(Ь)2-АТФ почти в 400 раз выше, чем Мп(Ь)2-АТФ. Также Кк/обр Си(Ъ)2 с АТФ в 54,6 больше, а у Мп(Ь)2 - в 7,2 раза меньше, чем у лон-трела. Биологическая активность этих соединений коррелируют с эффектами, наблюдаемыми по действию на микроартропод. Ряд по убыванию токсичности: Си(Ь)2 > лонтрел > кузагард > раундап > базагран > Мп(Ь)2. Соединения с низкими значениями Кк/0бр (Мп(Ь)2) в большей степени влияют на численность взрослых особей, а Си(Ь)2 - на численность потомства.

Зависимость индекса токсичности, определённого на морских светящихся бактериях Вепекеа кагуеу от Кк/0бР с АТФ (как для пестицидов, так и для комплексов металлов) представляет линейную зависимость: токсичность веществ с низкими значениями К^р - наименьшая, а у веществ с высокими значениями константы, с высокой способностью к комплексообразованию -наибольшая. Аналогично, изменение коэффициента прироста клеток - снижение репродуктивной способности инфузории Те^акутепа руп/огт15, коррелирует с величиной энергодефицита, возникающего при действии ЗВ.

Техногенные токсиканты проникают внутрь клеток, несмотря на защитные функции мембран. Поток ксенобиотика через липидный бислой не зависит от градиента концентраций, а определяется его липотропностью и химическим строением - способностью к комплексообразованию. Каждое ЗВ характеризуется своей константой массопереноса (1(0), значения которых колеблются в широких пределах - от 2-10"8 до 40-10"8 Мс"1. Скорость переноса через липосомальные мембраны имеет обратную корреляцию с К^р.

408

Огромное влияние оказывают процессы комплексообразования на функционирование окислительно-восстановительных ферментов. Образование комплексов ЗВ с металлами снижает внутри клетки пул свободных металлов, необходимых для синтеза металлсодержащих ферментов, осуществляющих окисление ксенобиотиков. Комплексы металл-(лиганд)2 - водорастворимы, очень прочны и устойчивы; возможно образование полимерных структур (металл-лиганд)п. Благодаря наличию свободных электронов во внутренней координационной сфере металла, металлокомплексы сохраняют способность к дальнейшему комплексообразованию. Токсическое действие металлокомплексов во много раз выше, чем исходного лиганда.

Техногенные токсиканты образуют комплексы с коферментами, в частности с КАБН, с которым сопряжено функционирование всех ферментов цикла Кребса. Прочность таких комплексов весьма высока, например, для о 1 зенкора она составляет (22±2)-10" М" . Различаясь по интенсивности и характеру ингибирования, все исследованные ЗВ ингибируют активность окислительно-восстановительных ферментов. Взаимодействие с КАОН-оксидоре-дуктазой из метилотрофов МеМу1ососсш сарБиШиз (штамм М) происходит как в активном центре фермента, так и за счёт неспецифического взаимодействия с белковой матрицей вне его. Антиредуктазная активность возрастает при переходе от соли к лиганду и к комплексу: у Мо - по акцептору электронов, а у Си, Мо, Бе - по донору электронов. Константа ингибирования (К;) ИАРН-ОК коррелирует с Кк/0бР исследованных ЗВ с КАБЫ.

В результате в многоклеточном организме блокируются процессы жизнедеятельности и окисления ксенобиотиков, осуществляемые ферментами. Индекс токсичности при действии экотоксикантов на морских светящихся бактерий Вепекеа Натуеу (штамм В 1 7 - 667¥) коррелирует с их способностью к комплексообразованию с нуклеотидами (АТФ, КАОН), и константой ингибирования (К;) фермента МАБН-ОЯ (по ЫАОН). Микроорганизмы АИ очистных сооружений оказываются не способными окислить экотоксиканты, происходит элиминация видов. В результате доминирующей в аэротенке ос

409 таётся сине-зелёная водоросль Euglena viridis. Разложение гербицида лонтрел на АИ ГОС происходит на 30% за год; на АИ, подвергнутом мутагенной обработке - на 45%; CuL2 - вообще не поддаётся разложению.

Техногенные ЗВ образуют комплексные соединения с ДНК и РНК. Величина Кк/обр, рассчитанная на один адениновый фрагмент, составляет у зен-кора (7,0±0,7)Т0~3 М"1; у остальных соединений - ниже, но ряд активности веществ сохраняется. Бидентатные комплексы лонтрела с Ni, Со, Си, Мо образуют более прочные комплексы с ДНК и РНК, чем исходный лиганд. Соединения, характеризующиеся высокими значениями Кк/0бР (зенкор, лонтрел) встраиваются между пуриновыми и пиримидиновыми основаниями, нарушают нативность двойной спирали, приводят к гидролизу фосфодиэфирных связей и накоплению низкомолекулярных продуктов (аденин, гуанин). Снижение уровня АТФ и нарушение нативности РНК влияют на уровень и качество синтезируемого белка.

Результатом является образование полиплоидных сорняков у растений. Рост численности коллембол (Xenylla grísea и Folsomia candida) отстаёт от контроля. При многократном внесении препаратов, происходит задержка появления кладок (до 42 дней; контроль - 14), количество яиц в кладках снижается. Продолжительность эмбрионального периода возрастает в 1,5-2 раза (кузагард). Кратность увеличения численности популяции через месяц после обработки падает в 2 (раундап) - 5 (кузагарда) раз. Воздействие сильно сказывается на ювенилах. Вещества с меньшей Кк/0бР в большей степени оказывают влияние на первое поколение и численность взрослых особей, а с большей - на второе и численность потомства. Величины Кк/0бР ЗВ с ДНК и РНК коррелируют со степенью воздействия на жизненные циклы почвообитаю-щих микроартропод. Ряд биологической активности: Си(Ь)г > лонтрел > кузагард > раундап > базагран > Мп(Ь)2.

Образование комплексов ЗВ с ДНК и РНК приводит к снижению репродуктивной способности гидробионтов: уменьшение прироста клеток инфузории Tetrahymena pyriformis. Эффект коррелирует с комплексообразую

410 щей способностью ЗВ: зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > базагран > тачигарен. CuL2 > CoL2 > NiL2 > MoL2 > MnL2 > ZnL2 > L > MgL2.

Прямую мутагенную активность на штамме TAI00 (модифицированный тест Эймса Salmonella/мнкросомы - штаммы Salmonella typhimurium ТА98 и ТА 100) - мутагенное действие в отношении замены оснований проявил кузагард. Все пестициды и комплексы металлов с лонтрелом проявили мутагенность на штамме ТА98, - мутации типа сдвига рамки считывания. Мутагенные индексы (МИ) пестицидов коррелируют с величинами К^бр ЗВ с ДНК. По степени убывания МИ комплексы следуют: MoL2 > NiL2 > MgL2 > FeL2 > (L) > MnL2. Комплексы CoL2, ZnL2 и CuL2 (МИ = 1,8; 1,7 и 1,6, соответственно) не обнаруживают прямой мутагенной активности. Токсиканты, обладающие комплексообразующими свойствами являются промутагенами -после метаболической активации они проявляют генотоксичность, даже те, которые характеризовались МИ<2 (раундап, сетоксидим, тачигарен), а генотоксичность NiL2 > FeL2 = ZnL2 > MoL2 > CuL2 > CoL2 > MnL2 ~ MgL2 становится близкой к исходному лонтрелу.

Заключение: комплексообразование приводит к энергодефициту клетки, блокированию ферментативных процессов, нарушению синтеза белка, мутагенезу, накоплению ЗВ в жировых слоях мембран. На уровне многоклеточных организмов такой молекулярный механизм действия ЗВ проявляется в форме токсичности. В водных экосистемах образование комплексов между преобладающими техногенными ЗВ - пестицидами и металлами, приводит к снижению степени их разложения водными растениями и микроорганизмами и, как результат, - к накоплению и элиминации видов. Анализ литературных данных, выполненный по растениям, насекомым, зоопланктону, многоклеточным водным организмам, рыбам показывает обобщающий характер сделанного вывода.

Для обеспечения экологической безопасности водных объектов важным и перспективным являются использование в практических целях способности химических веществ к образованию комплексов. Показана возмож

411 ность экстрагировать красители и ароматические ХОС из сточных вод; увеличивать пропускную способность ГОС на этапе механической очистки, путём использования комплексообразователей: коагулянтов и флокулянтов. Связывание ЗВ в устойчивые комплексы с биологическими молекулами -нуклеотидами, использовано для создания нового метода определения токсичности по тушению флуоресценции АТФ. Рассчитана высокая экономическая эффективность, возникающая при внедрении его в практику СЭС и пр.

С точки зрения экологической безопасности острой необходимостью является замена обработки коммунально-промышленных сточных и питьевых вод хлором на УФ. При обработке вод хлором возникают более токсичные ХОС (в частности, хлорфенолы, - идентифицируемые в значительном количестве в водных объектах). Применение установок, собранных из ламп низкого давления касетно-модульного типа в водопогружном варианте, в сочетании с обработкой Н202 или озоном способно разложить практически любой вид ЗВ, в том числе бионеразлагаемые (или трудно разлагаемые) ХОС -пестициды или их комплексы с металлами. Разработаны конкретные варианты установок УФ излучения по обеззараживанию питьевой воды, сточных вод ГОС и локальных очистных сооружений, которые дают возможность повторного использования воды.

Библиография Диссертация по биологии, доктора биологических наук, Саратовских, Елена Анатольевна, Москва

1. Карцев В.Г. Концепция молекулярных механизмов действия гетерофункцио-нальных пестицидов как лигандно активных агентов. Черноголовка, 1988. -43 с. (Препринт АН СССР, Отделение ин-та химической физики).

2. Коптюг В.А. Конференция ООН по окружающей среде и развитию (Рио-де-Жанейро, июнь 1992г.): Информ. обзор. Новосибирск: СО РАН, 1992. - 62 с.

3. Данилов-Данильян В.И., Лосев К.С. Экологический вызов и устойчивое развитие. М.: Прогресс-Традиция, 2000. - 416 с.

4. Скурлатов Ю.И., Дука Г.Г., Мизити А. Введение в экологическую химию. -М.: Высш.шк., 1994. 400 с.

5. Яблоков А.В. Ядовитая приправа. Проблемы применения ядохимикатов и пути экологизации сельского хозяйства. М.: Мысль, 1990. - 125 с.

6. Duchin F. Population change, lifestyle, and technology: how much difference can they make? // Population &. Development rev. New York. - 1996. - V. 22. № 2, P. 321 -330.

7. Тарко A.M. Антропогенные изменения глобальных биосферных процессов. Математическое моделирование. М.: Физматлит, 2005. - 232 с.

8. Влияние глобальных изменений климата на функционирование экономики и здоровье населения России / П.М. Хомяков, В.И. Кузнецов, A.M. Алферов и др.; под ред. П.М. Хомякова. М.: Эдиториал УРСС, 2001. - 380 с.

9. Человек и среда его обитания: Сб. статей / Под ред. Г.В. Лисичкина, Н.Н. Чернова; М.: Мир, 2003. - 460 с.

10. Эколого-экономическое управление охраной окружающей среды / А.Г. Ана-ненков, Г.П. Ставкин, О.П. Андреев и др.; под ред. А.Г. Ананенкова. М.: Недра, 2003. -228с

11. Техногенез и экология: Информационно-тематический сб. / Под ред. А.Г. Тагалая; Екатеринбург: УГГА, 1999. - 169 с.

12. Rennings К., Wiggering Н. Steps towards indicators of sustainable development: Linking economic and ecological concepts // Ecological economics. Amsterdam. -1997.-V. 20. №1, P. 25 36.

13. Sustaining social security. New York: United Nations, 1997. - 200 p.

14. Бейтсон Г. Шаги в направлении экологии разума: Избранные статьи по антропологии: Пер. с англ. М.: КомКнига, 2005. - 232 с.

15. Марков Ю.Г. Социальная экология. Взаимодействие общества и природы. -Новосибирск: Лада, 2001. 540 с.

16. Sustainable development: old conundrums, new discords // System dynamics rev. Cambridge: VCH, 1996. - V. 12. № 1, P. 59 - 80.

17. Писарев В.Д. США и стратегия устойчивого развития. США: Экономика. Политика. Идеология. М.: Наука, 1998. С. 52 - 80.

18. Barbier Е.В. The economics of environment and development: Selected essays. -New York: Heltenham, 1998. 540 p.417

19. Buell J., DeLuca T. Sustainable democracy: individuality and the politics of the environment. L.: Pergamon, 1996. - 155 p.

20. Taylor I. Sustainable development: an introduction // World development. Oxford, 1996.-V. 24. №2, P. 215 -225.

21. Методы решения экологических проблем // Под ред. Л.Г. Мельника; М.: Наука, 2001.-462 с.

22. Энгельс Ф. Диалектика природы. М.: Политиздат, 1987. - Т. XVI. - 349 с.

23. Биология охраны природы: Пер. с англ. / Под ред. М. Сулея, Б. Уилкокса. -М.: Мир, 1983.-430 с.

24. Постановление Правительства РФ от 7.12.01 №860. О федеральной целевой программе «Экология и природные ресурсы России (2002 2010 годы)».

25. Майстренко В.Н., Клюев Н.А. Эколого-аналитический мониторинг стойких органических загрязнителей. М.: БИНОМ. Лаб. знаний, 2004. - 324 с.

26. Solomom A.M., Kauppi L. Toward Ecological Sustainability in Europe Climate, Water Resources, Soils, and Biota. -N.Y.-L.: Elsevier, 1990. 188 c.

27. Квашнин И.М. Промышленные выбросы в атмосферу. Инженерные расчеты и инвентаризация. М.: АВОК-Пресс, 2005. - 392 с.

28. Глобальное потепление. Доклад Гринпис: Пер. с анг. / Под ред. Дж. Леггет-та; М.: МГУ, 1993.-272 с.

29. Фелленберг Г. Загрязнение природной среды. Введение в экологическую химию: Пер. с нем. М.: Мир, 1997. - 232 с.

30. Toxic metals in the atmosphere / Ed. J.O. Nriagu; New York: J.Willey, 1986. -P. 1,33,319, 391,410.

31. Малахов С.Г., Махонько Э.П. Выброс токсичных металлов в атмосферу и их накопление в поверхностном слое земли // Успехи химии. 1990.- Т. 59. -вып. 11, С. 1777- 1798.

32. Петрухин В.А., Бурцева Л.В., Васьковский А. Г. К вопросу о содержании ртути в атмосфере фоновых районов // Мониторинг фонового загрязнения природных сред / Под ред. Ю.А. Израэля и Ф.Я. Ровинского. Л.: Гидрометеоиздат, 1982. - вып. 1. - С. 112 - 120.

33. Шаприцкий В.Н. Защита атмосферы в металлургии. М.: Металлургия, 1984.-215 с.

34. Falcon Y.I. Mexico city aerosol study: Particulate matter pollution as measured during the winter of 1982 and 1983 // Aerosol: Form and Reaction.: Proc. 2nd In418tern. Aerosol. Conf. (Oxford, 1986) Oxford: Pergamon, 1986. - P. 18 - 20.

35. Junge C.E. Isotopes and impurities in snow and ice // Symposium IAHS-AISH Bubl. 1975. -№118, P. 63 - 68.

36. Peters J.M., Thomas D., Falk H., Oberdorster G., Smith T.J. Airborne Pollutants and Respiratory Cancer, Reproductive and Developmental Toxicology Contribution of metals to respiratory cancer // Environ. Health Perspect. 1986. - V. 70, P. 71-89.

37. Червенькова T.B. Фотоиндикация загрязнения тяжёлыми металлами // Тяжёлые металлы в окружающей среде и охрана природы. Материалы II Всесоюзной конф. 1987. М.: МГУ, 1988. - 4.2. - С. 386 - 389.

38. Павлов А.Н. Экология: рациональное природопользование и безопасность жизнедеятельности. М.: Высш. шк., 2005. - 343 с.

39. Кузнецов В.И. и др. Математическое моделирование эволюции леса для целей управления лесным хозяйством / В.И. Кузнецов, Н.И. Козлов, П.М. Хомяков М.: ЛЕНАНД, 2005. - 232 с.

40. Global Agro-ecological Assessment for Agriculture in the 21st Century: Methodology and Results / G. Fisher, H. Velthuizen, M. Shah, F.O. Nachtergaele. Berlin: Elsevier, 2002. - 120 c.

41. Постановление Правительства РФ от 8.11.2001г. № 780. О федеральной целевой программе «Повышение плодородия почв России на 2002-2005 годы».

42. Экология и охрана природы: Словарь-справочник. / Сост. В.В. Снакин. М.: Academia, 2000. - 384 с.

43. Захваткин Ю.А. Основы общей и сельскохозяйственной экологии. М.: Мир, 2003.-360 с.

44. Степановских А.С. Прикладная экология: охрана окружающей среды. М.: ЮНИТИ, 2003. - 752 с.

45. Попечителев Е.П., Старцева О.Н. Аналитические исследования в медицине, биологии и экологии. М.: Высш. шк., 2003. - 280 с.

46. Воздействие на организм человека опасных и вредных экологических факторов. Метрологические аспекты. / Под ред. JI.K. Исаева; М.: ПАИМС, 1997. Кн. 1.Т. 1-2.

47. Берлянд М.Е. Современные проблемы атмосферной диффузии и загрязнение атмосферы. Л.: Гидрометеоиздат, 1975. - 448 с.

48. Обзор фонового состояния окружающей среды: Сб. статей / Под ред. Ф.Я. Ровинского; Л.: Гидрометеоиздат, 1989. - 102 с.

49. Труды ин-та прикладной геофизики / Под ред. Т.И. Сисигиной. Д.: Гидро-метиздат, 1988. - вып.72. - С. 65 - 73.

50. Сапрыкин Ф.Я. Геохимия почв и охрана природы: Геохимия, повышение плодородия и охрана почв. Д.: Недра, 1984. - 231 с.

51. Джиллер П. Структура сообществ и экологическая ниша: Пер. с англ. М.: Мир, 1988.- 184 с.

52. Звягинцев Д.Г. Почва и микроорганизмы. М.: МГУ, 1987. - 256 с.

53. Орлов Л.С. Гумусовые кислоты почв. М.: МГУ, 1974. - 232 с.

54. Мильто Н.И. и др. Роль микрофлоры в защите почвы от агропроизводствен-ных загрязнений / Н.И. Мильто, А.И. Карбанович, Б.Т. Ворочасова. Минск: Наука и техника, 1984. - 133 с.

55. Мельников H.H. Пестициды. Химия, технология и применение. М.: Химия, 1987.-712 с.

56. Вода. Контроль химической, бактериальной и радиационной безопасности по международным стандартам: Энциклопедический справочник / Сост. Г.С. Фомин. М.: Протектор, 2000. - 848 с.

57. Юданова Л.А. Пестициды в окружающей среде: Аналитический обзор. Новосибирск: ГПНТБ СО АН СССР, 1989. - 140 с.

58. Khan S. Pesticides in the environmental. Amsterdam, Oxford: Elsevier, 1980. -240 p.

59. Moses M.M.D. Monitoring the international code of conduct of the distribution and use of pesticides on North America. The Pesticide Education and Action Project, USA. New York: PAN International. 1988. - 324 p.

60. Paasivitra J. Organochlorine compounds in the environment // Water Sei. Technol. 1988. -V. 20. №2, P. 119-129.

61. Эйхлер В. Яды в нашей пище: Пер. с нем. М.: Мир, 1993. - 189 с.

62. Козлов А.И. Пища людей. Фрязино: Век 2, 2005. - 272 с.420

63. Прокофьев А.К. Определение полихлорированных дибензо-п-диоксинов, дибензофуранов, бифенилов и хлорсодержащих пестицидов в объектах окружающей среды // Успехи химии. 1990. - Т. 59. - вып.11, С. 1799 - 1817.

64. Другов Ю.С. и др. Газохроматографическая идентификация загрязнений воздуха, воды, почвы и биосред. Практическое руководство / Ю.С. Другов, И.Г. Зенкевич, А.А. Родин. М.:БИНОМ. Лаб. знаний, 2005. - 752 с.

65. Головлёва Л.А., Филькенштейн З.И. Условия микробной деградации пестицидов // Агрохимия. 1984. - № 3, С. 105 - 119.

66. Остроумов С.А. Введение в биохимическую экологию. М.: МГУ, 1986. -176 с.

67. Курдюков В.В. Последействие пестицидов на растительные и животные организмы. М.: Колос, 1982. - 128 с.

68. Аксёнов С.И. Вода и её роль в регуляции биологических процессов. М.Ижевск: Ин-т комп. исслед., 2004. - 212 с.

69. Environmental Data Report. UN Environmental Programme 1989/90. New York: United Nations, 1989. - 547 p.

70. Белоусова А.П. Ресурсы подземных вод и их защищенность от загрязнения в бассейне реки Днепр и отдельных его областей: Российская территория. М.: ЛЕНАНД, 2005. - 168 с.

71. Handbook of Federal Systems and Services for Marine Pollution Data and Information. US. New York: NOAA, 1988. - 157 p.

72. Stoddard A. An innovative approach for the synthesis of large occeanographic data sets with preprocessing and post- processing of an ecosystem model of the New York Bight // Oceans 88 Proc. New York: Pergamon, 1988. - P. 942 - 947.

73. Taylor R.L. et. all. Instrumental methods for determining elements / R.L. Taylor, R.B. Papp, B.P. Pollard/ New-York: VCH, 1994, - 322 p.

74. Баффингтон P. Применение атомно-эмиссионной спектроскопии в высокочастотном разряде для газовой хроматографии: Пер. с англ. М.: Мир, 1995. С. 79.

75. Сониясси Р. и др. Анализ воды: органические микропримеси: Пер. с анг. / Р. Сониясси, П. Сандра, К. Шлетт. С.-Пб: ТЕЗА, 2000. - С. 250.

76. Азовское море проблемы и решения. Ихтиологическая комиссия Минрыб-хоза СССР. - М.: Минрыбхоз, 1987. - С. 1 - 11.

77. Toxins found in California // Fish. News Int. 1987. - V. 26. № 2, P. 8.

78. Алмквист JI., Олссон M., Тормосов Д.Д., Яблоков А.В. Состояние популяций и проблемы охраны тюленей Балтики // Зоол. журн. 1987. - Т. 16. - вып. 4, С. 588 - 598.

79. Caceres 0.,Galizia Т.J., Castellan О.А.М. Residues of organochloric pesticides in reservoirs in San Paulo State // Cienc. e Cult. 1987. - V. 39. - № 3, p. 259 - 264.

80. Другов Ю.С., Родин А.А. Пробоподготовка в экологическом анализе. С-Пб: Анатолия, 2002. - С. 755.

81. Guide to environmental analytical methods / Ed. R.E. Wagner; New York: Genium Publ. Corp., 1992. - 204 p.

82. Hernandez F., Beltran J., Lopez F.J., Gaspar J.V. Use of solid-phase microextraction for the quantitative determination of herbicides in soil and water samples // Anal. Chem. 2000. - V. 72. - № 1, P. 2313-2322.

83. Pawliszyn J. Theory of solid-phase microextraction // J. Chromatogr. Sci. 2000. -V. 38.-№7,P. 270-278.

84. Клисенко M.A. Аналитическая химия остаточных количеств пестицидов. -Киев: Ин-т экологии и токсикологии им. Л.И. Медведя, 1999, С. 238.

85. VARIAN. Chromatography Spectroscopy Products and Accessories. 2003-2004. 353 p.

86. Щербень Э.П. Исследование токсичности некоторых веществ для Cladocera II Эксперим. водн. токсикол. 1986. - № 11, С. 137 - 143.

87. Косарев В. Пестициды: всё известное против // Коммунист Молдавии. -1989.-№ 2, С. 62-71.422

88. Красильщиков Д.Г. К вопросу гигиенического прогнозирования степени риска миграции пестицидов в грунтовые воды // Проблемы гигиены и токсикологии пестицидов. Киев: ВНИИГИНТОКС, 1981. - ч. 1. - С. 125 - 126.

89. Микроэлементы: поступление, транспорт и физиологические функции в растениях / Рудакова Э.В., Каракис К.Д., Сидоршина Т.Н. и др.; под ред Э.В. Рудаковой. Киев: Наукова думка, 1987. - 184 с.

90. Гудвин Т., Мерсер Э. Введение в биохимию растений: Пер. с англ. М.: Мир, 1986.-Т. 1-2.

91. Штефан В.К. Жизнь растений и микроудобрения. М.: Моск. рабочий, 1981.-200 с.

92. Дмитриева А.Г. и др. Физиология растительных организмов и роль металлов / А.Г. Дмитриева, О.Н. Кожанова, Н.Л. Дронина. М.: МГУ, 2002. - 160 с

93. Уильяме Д. Металлы жизни: Пер. с англ. М.: Мир, 1975. - 236 с.

94. Саенко Г.Н. Металлы и галогены в морских организмах. М.: Наука, 1992.- 199 с.

95. Браун Т., Эйстер К., Таннер Г. Физиологические последствия недостаточности марганца // Микроэлементы: Пер.с англ. М.: ИЛ, 1962. - С. 178 - 185.

96. Konings Н., Wolf A. Promotion and inhibition by plant growth regulators of aerenchyma formation in seeding roots of sea mays // Physiol. Plant. 1984. - V. 60. -№3, P. 309-314.

97. Биологические аспекты координационной химии / Под ред. К.Б. Яцимир-ского. Киев: Наукова думка, 1979. - 268 с.

98. Пименов П.К. Клинико-биохимические показатели при экспериментальной медной недостаточности // Биологическая роль и практическое применение микроэлементов. Тез. докл. VII Всесоез. совещ. сент. 1975 г. Рига, 1975. -С. 95.

99. Osterberg R. Origin and specificity of metal ions in biological systems // An Introduction to Bioinorganic Chemistry / Ed. D. Williams. New York: Springfield, 1976.-P. 8-11.

100. Лысенко Н.Л. Экологические и физиологические характеристики водной растительности при токсическом воздействии: Автореф. канд. биол. наук. -М, 1984.-24 с.

101. Albrigo L.G., Young R.H. Phloem zinc accumulation in citrus trees affected with blight //Hort.Sci.- 1981. V. 16.-№2,P. 158 - 160.

102. Blake G., Garnaire-Michard J., Kirassian B. Accumulation du zink (65Zn) par une macrophyte: Typha latifolia I I Rev. franc, des sci. de Геаи. 1984. - V. 3. - № 3,P. 241 -248.

103. Allen H.E., Hall H.M., Brisbin T.D. Metal speciation. Effects on aquatic toxicity // Environ, sci. technol. 1980. - V. 14. - № 3, P. 441 - 443.

104. Reinhold J.G. Trace elements. A selective survey // Clin. Chem. 1975. - V. 21.- № 4, P. 476 500.423

105. Насон А. Роль ванадия и молибдена в обмене веществ у растений и животных // Микроэлементы: Пер. с англ. М.: ИЛ., 1962. - С. 350 - 387.

106. Николаев Л.А. Биокатализаторы и их модели. М.: Высш.шк., 1968. - 140 с.

107. Daday A., Smith G.D. The effects of nickel on the nitrogen metabolism of the cyanobacterium Anabaena cylindrical II FEBS Microbiol. Lett. 1983. - V. 20. -№ 2, P. 327 - 330.

108. Wurtsbough W.A. Effect of copper on nitrogen fixation and growth of blu-green algae in natural plankton association // Can. J. Fish Aquat. Sci. 1982. - V. 39. -№2, P. 1636- 1641.

109. Xainkong Z., Tabita F.R., van Baalen C. Nickel control of hydrogen production and uptake in Anabaena sp. strain CAI I J. Gen. Microbiol. 1984. - V. 130. - № 7, P. 1815-1818.

110. Диксон M., Уэбб Э. Ферменты: Пер. с англ. М.: Мир, 1982. - Т. 1 - 3.

111. Eisbrenner G., Evans H.J. Aspects of hydrogen metabolism in nitrogen-fixing legumes and other plant microbe association // Ann. Rev. Plant Physiol. 1983. -V. 43.-№1, P. 105 - 137.

112. Harlcer A.R., Xu L.-S., Xanus F.J., Evans H.J. Some properties of the nickel-containing hydrogenase of chemolithotrophically grown Rhizobium japonicum II Bacteriolog. 1984. - V. 159. - № 3, P. 850 - 856.

113. Seefedet L.C., Arp D.J. Purification to homogeneity of Azotobacter venelandii hydrogenase: a nickel and iron containing сф-dimer // Biochem. 1986. - V. 68. -№1, P. 25 -34.

114. Карякин А.А., Варфоломеев С.Д. Каталитические свойства гидрогеназ // Успехи химии. 1986. - Т. 55. - № 9, С. 1524 - 1549.

115. Pedrosa F.O., Yates M.G. Effect of chelating agents and nickel ions on hydrogenase activity in Azospirillum brasilense A, lipoferum and derxia gummosa //FEMS Microbiol.Lett. 1983. - V. 17.-№ 1,2,3. P. 101 - 106.

116. Albracht S.P.J., Kalkman M.L., Slater E.C. Magnetic interaction of nickel (III) and the iron-sulfur cluster in hydrogenase from Chromatium vinosum 11 Biochim. biophys. acta. 1983. - V. 724. - № 3, P. 309 - 316.

117. Бургеля H.K., Мырлян Н.Ф. Геохимия и окружающая среда. Кишинёв: Штиинца, 1985. - С. 56-60.

118. Басоло Ф., Пирсон Р. Механизмы неорганических реакций: Пер. с англ. -М.: Мир, 1971.-428 с.

119. Левина Э.Н. Общая токсикология металлов. Л.: Медицина, 1972. - 184 с.

120. Остроумов С.А. Тетрадецилтриметиламмоний бромид // Токсиколог, вестн. -2000.-№3, С. 34-35.

121. Остроумов С.А., Краевский В.М., Лямин М.Я. Тетрадецилтриметиламмоний бромид (ТДТМА) // Токсиколог, вестн. 1999. - № 1, С. 35 - 39.

122. Остроумов С.А. Факты и концепции экологии // Ecological studies, hazards, solutions. 2004. - V. 7, P. 106 - 167.424

123. Остроумов С.А. Об экологическом механизме формирования качества воды в водных объектах. Элементы теории и её приложения // Вода и экология. -2004.-№3, С. 66-74.

124. Raid L.C., Raizada М. Effect of nickel and silver ions on survival growth, carbon fixation and nitrogenase activity in Nostoc musсопит: regulation of toxicity by EDTA and calcium // Gen. Appl. Microbiol. 1985. - V.31. - № 4, P. 329 - 337

125. Жмаева E.B., Бычков П.В., Шеховцова Т.Н. Определение микроколичеств ртути(П) и метилртути с использованием алкогольдегидрогеназ различного происхождения // Вестник МГУ. Сер. 2. хим. 2002. - Т. 43. - №6, С.404 - 409

126. Lycholat Y., Bilchuk V. Lawn grass enzyme activity regulation by metals under air pollution // Toxicol. Lett. 1998. - V. 95, P. 234.

127. Lycholat H. Heavy metals influence on bronchopulmonary pathology development // Toxicol. Lett. 1998. - V. 95, P. 234.

128. Trice L. Lead-ATP complex in adenosine triphosphatase histochemistry // J. Hystochem. Cytochem. 1969. - № 17, P. 85 - 90.

129. Ambler J.E., Brown J.C., Gauch H.G. Effect of Zn on trains location of iron in soy bean plants // Plant Physiol. 1970. - V. 46. - № 3, P. 320 - 327.

130. Ринькис Г.Я. Оптимизация минерального питания растений. Рига: Зинат-не, 1972.-351 с.

131. Хасанова Л.А. Электрофизический анализ и физиолого-биохимические особенности клеточных повреждений ионами тяжёлых металлов: Автореф. . докт. биол наук. С-Пб., 1996. - 48 с.

132. Root В.A. Up take of cadmiumits to xeity and effect on the iron-to-zinc ratio in hydroponically grown corn // J. Environ. Anal. 1975. - V. 4. - №4, - P.473 - 477

133. Martoja R., Martoja M. L'antagonisme selenium mercure // Actual biochem. Coll. Groupem. Avanc. Biochem. 1978. - Paris: La Rochelle, 1980. - V. 2. - P. 149- 184.

134. Tripathy B.C., Mohanty P. Stabilization by glutaraldehyde fixation of chloroplast membrane structure and function against heavy metal ion induced damage // Plant Sci. Lett. 1981. - V. 22. - № 3, P. 253 - 261.

135. Scarponi L., Perucci P. Influenza di pestisidi organometal lici suH'attivita' del la 8-amminolevulinico deidratasi // Chim. antiparassit. Aspetti ecol. ambient. Atti 4 Simp. 2-3 giugno 1983. Piacenza, 1984. - P. 240 - 242.

136. Orecchio F., Maggiore A., Ficarra M. Modificazioni enzimatische in differenti comparimenti subsellulari indotte sperimentalmente da pesticidi // Chim. antiparassit. Aspetti ecol. ambient. Atti Simp. 2-3 giugno 1983. Piacenza, 1984. - P. 240 - 242.425

137. Chang J.K., Foy C.L. Complex formtion of picloram and related chemicals with metal ions II Biochem. Physiol. 1982. - V. 18. - № 2, P. 141 - 149.

138. Nilsson G. Effects of divalent catioas on glyphosate performance in wheat and pea // Sweed J. Agr. Res. 1984. -V. 14. - № 1, P. 3 - 11.

139. Swietlik D., Miller S. The effect of paclobutrasol on the growth and auptake of Ca and К by apple seedling // J. Plant Nutr. 1984. - V. 7. - № 11, P. 1155 - 1165

140. Orus M.I., Estevez M.P., Vincente C. Manganese depletion in chloroplasts of Quercus rotundirolia during chemical simulation of lichen epithytic states // Physiol. Plant. 1981. - V. 52. - № 2, P. 263 - 266.

141. Miano T.M., Piccolo A., Celano G., Senesi N. Infrared and fluorescence spectroscopy of glyphosate-humic acid complexes // Sci. Total. Environ. 1992. - V. 12, P. 83 - 92.

142. Грин Д., Гольдбергер Р. Молекулярные аспекты жизни: Пер с англ. М.: Мир, 1968.-400 с.

143. Vara I., Navarro J.C., Amat F., Guilhermino L. Effect of dichlorvos on choli-nesterase activity of the European sea bass {Dicentrarchus labrax) II Pest. Biochem. Physiol. 2003. - V. 75. - № 3, P. 61 - 72.

144. Mathew R., Kacew S., Khan S.U. Bioavailability in rats of bound pesticide residues from tolerant or susceptible varieties of soybean and canola treated with metribuzin or atrazine // Chemosphere. 1998. - V. 36. - № 3, P. 588 - 596.

145. Nosanchuk J.D., Ovalle R., Casadevall A. Glyphosate inhibits melanization of Cryptococcus neoformans and prolongs survival of mice after systemic infection // J. Infect. Dis. 2001. - V. 183. - № 7, P. 1093 - 1099.

146. Huynh Q.K., Kishore G.M., Bild G.S. 5-Enolpyruvyl shikimate 3-phosphate synthase from Escherichia coli. Identification of Lys-22 as a potential active site residue // J. Biol. Chem. 1988. - V. 263. - № 2, P. 735 - 739.

147. Du W., Wallis N.G., Payne D.J. The kinetic mechanism of 5-enolpyruvyl-shikimate-3-phosphate synthase from a gram-positive pathogen Streptococcus pneumoniae II J. Enzyme Inhib. 2000. - V. 15. - № 6, P. 571 - 581.426

148. Ganson R.J., Jensen R.A. The essential role of cobalt in the inhibition of the cy-tosolic isozyme of 3-deoxy-ara&mo-heptulosonate-7-phosphate synthase from Nicotiana silvestris by glyphosate // Arch. Biochem. Biophys. 1988. - V. 260. -№ 1, P. 85 - 93.

149. Светлый С.С. Основные подходы и актуальные вопросы изучения комбинированного действия пестицидов // Актуальные вопросы гигиены применения пестицидов в различных климато-географических зонах. Ереван: АГУ, 1976.-С. 89-92.

150. Кузьминская У.А. Биохимическая характеристика субклеточных структур печени при воздействии пестицидов (К механизму действия хлорорганиче-ских и карбаматных пестицидов): Автореф. . д-ра мед. наук. Киев, 1975. -42 с.

151. Gruenhagen R.D., Moreland D.E. Effect of herbicides on ATP levels in excised soybean hypocotyls. // Weeds. -1971. V. 19. - № 4, P. 319 - 323.

152. Ogawa H., Yamada I., Arai K., Hirase K., Moriyasu K., Schneider C., Sandmann G., Boger P., Wakabayashi K. Mode of bleaching phytotoxicity of herbicidal di-phenylpyrrolidinones // Pest. Manag. Sci. 2001. - V. 57. - № 1, P. 33 - 40.

153. Ляхович B.B., Цырлов И.Б. Структурные аспекты биохимии монооксиге-наз. Новосибирск: Наука (Сиб. отд.), 1978. - 238 с.

154. Угарова Н.Н., Лебедева О-В. Структура и функции пероксидазы из хрена // Биохимия. 1978. - Т. 43. - № 10, С. 1731 - 1742.

155. Щеглов Ю.В., Соколов М.С., Касихин А.Н. Гербицидная активность и синтез пиклорама и некоторых других производных 2-пиколина // Агрохимия. -1967.-№5, С. 105-111.

156. Malini S. Heavy metal chelates of fusaric acid: in vitro spectrophotometry // Phytopathol. Z. 1966. - V. 57. - № 3, P. 221 - 231.

157. Al-Mendofi O., Ashton F.M. Bentazon influence on selected metabolic processes of isolated bean leaf cells // J. Plant. Growth. Regul. 1984. - V. 3. - № 2, P. 121 -126.

158. Green Т., Lee R., Moore R.B., Ashby J., Willis G.A., Lund V.J., Clapp M.J. Acetochlor-induced rat nasal tumors: further studies on the mode of action and relevance to humans // Regul. Toxicol. Pharmacol. 2000. - V. 32. - № 1, P. 127 -133.427

159. Воронина Л.П., Бурдина В.М., Черемных Е.Г. Комплексное биотестирование экологических объектов // Биотехнология: состояние и перспективы развития. Мат. II Моск. междунар. конгр. 10-14 нояб. 2003 г. Москва, 2003. - ч. 2. - С. 56.

160. Knecht W., Loffler М. Species-related inhibition of human and rat dihydrooro-tate dehydrogenase by immunosuppressive isoxazol and cinchoninic acid derivatives // Biochem. Pharmacol. 1998. - V. 56. - № 9, P. 1259 - 1264.

161. Oettmeter W., Masson K., Johanningmeier U. Photoaffinity labelling of the photosystem II herbicide binding protein // FEBS Lett. 1980. - V. 118. - № 2, P. 267 -270.

162. Федтке К. Биохимия и физиология действия гербицидов: Пер. с англ. М.: Агропромиздат, 1985. - 222 с.

163. Giovannozzi S.G., Speranza М., Luna М. Struttura, parsistenza е metabolismo degli herbicidi // Chim. antiparassit. Aspetti ecol. ambient. Atti. 4 Simp. 2-3 giugno 1983. Piacenza, 1984. - P. 31 - 54.

164. Sanchez F.G., Diaz A.N., Peinado M.C.R., Belledone C. Free and sol-gel immobilized alkaline phosphatase-based biosensor for the determination of pesticides and inorganic compounds // Anal. Chim. Acta. 2003. - V. 484. - № 1, P. 45 - 51.

165. Li J.P., Peng T.Z., He X.R., Xiao H.J. A thylakoid membrane biosensor based on the antagonism of thylakoid-bound enzymes for determining herbicide // Chem. J. Chinese universities-chinese. 2003. - V. 24. - № 3, P. 404 - 409.

166. Hamada М., Wintersteiger R. Fluorescence screening of organophosphorus pesticides in water by an enzyme inhibition procedure on TLC plates // JPC J. planar chromatography - Modem TLC. - 2003. - V. 16. - № 1, P. 4 -10.428

167. Park К.Y., Park W.C., Kim Y.J., Lee Y.T. Development of an enzyme-linked immunosorbent assay for the organophosphorus fungicide tolclofos-methyl // Bull. Korean Chem. Soc. 2003. - V. 24. - № 3, p. 334 . 338.

168. Lausterer R., Sanvicens N., Marco M.P., Hock B. Enzyme immunoassay for 2,4,6-trichloroanisole based on monoclonal antibodies // Anal. Lett. 2003. - V. 36.-№4, P. 713 -729.

169. Рубенчик Б.Л. Питание, канцерогены и рак. Киев: Наукова думка, 1979. -219 с.

170. Каган Ю.С. Общая токсикология пестицидов. Киев: Здров'я, 1981. - 175 с.

171. Пюльман Б., Пюльман А. Квантовая биохимия: Пер. с англ. М.: Мир, 1965.-654 с.

172. Носик Д.Н., Каплина Э.Н. Ферровир: опыт применения в экспериментальной и лечебной практике. М.: Научная книга, 2005. - 79 с.429

173. Металлокомплексы нуклеиновых кислот в растворах / Ю.П. Благой, B.JI. Галкин, Г.О. Гладченко и др.; под ред. В.Я. Малеева. Киев: Наук, думка, 1991.-272 с.

174. Катрич Н.С. Действие металлов на клеточный геном // Физиология растительных организмов и роль металлов. М.: МГУ. 1989. - С. 118 - 156.

175. Вайнберг Ю.П. Зависимость биологической активности металлокомплек-сов от стабильности структуры исходной ДНК // Военно-мед. ж. 1994. - № 6, С. 38 -40.

176. Poswillo D.E., Cohen В. Inhibition of carcenogenesis by dietary zinc // Nature. -1971.-V. 231, P. 447-448.

177. Kamamoto Y. Experimental studies of the effect of copper on ethionine carcinogenesis // J. Nara Med. Assoc. 1973. - V. 24. - № 1/2, P. 27 - 41.

178. Прохоцкая И.Ю. Структурно-функциональные характеристики модельной популяции Scenedesmus quadricauda при интоксикации: Автореф. . канд. биол. наук. М., 2000. - 22 с.

179. Liang G.H., Liang Y.T.S. Effects of antrazine on chromosomal behavior in sorghum//Can. J. Genet. Cytol. 1972. -V. 14. -№ 2, P. 423-427.

180. Чиркова Э.Н. Иммуноспецифичность волновой информации в живом организме. М.: Новый центр, 1999. - 304 с.

181. Медведь Л.И., Каган Ю.С. Научные основы гигиенических требований к пестицидам // Изв. АН СССР. Сер. Биология. 1978. - № 5, С. 668 - 682.

182. Rakitsky V.N., Koblyakov V.A., Turusov V.S. Nongenotoxic (epigenetic) carcinogens: pesticides as an example. A critical review // Teratog. Carcinog. Mutagen. 2000. - V. 20. - № 4, P. 229 - 240.

183. Ходосова И.А. Биохимические аспекты канцерогенеза. Л.: Наука, 1977. -208 с.

184. Giebel W., Löhs Kh., Wieder G.P. Über die kanserogene nämatoxische und hepatoxische wikung pestizider organischen phosphorverbindungen II Arch. Geschwulstforsch. 1973. - V. 4, P. 311 - 328.

185. Ray T.B. Studies on the mode of action of DPX-4189 11 Proc. Brit. Crop Prot. Conf. Weeds.-L., 1980.-P. 7.

186. Дубинин Н.П. Мутагены среды и наследственность человека // Генетические последствия загрязнения окружающей среды. М.: Наука, 1977. - С.3-20

187. Применение химических мугагенов в сельско-хозяйственной практике и в охране окружающей среды / Под ред. И.А. Рапопорта. М.: Наука, 1981. -340 с.

188. Руке F.M., Bogwitz M.R., Perry Т., Monk A., Batterham P., McKenzie J.A. The genetic basis of resistance to diazinon in natural populations of Drosophila melanogaster И Genetica (Dordrecht). 2004. - V. 121. - № 1, P. 13 - 24.

189. Christoffers M.J., Berg MX., Messersmith C.G., An isoleucine to leucine mutation in acetyl-CoA carboxylase confers herbicide resistance in wild oat // Genome. 2002. - V. 45. - № 6, P. 1049 - 1056.

190. Котык А., Яначек К. Мембранный транспорт. Пер. с англ. М.: Мир, 1980. -341 с.

191. Аржанова B.C., Елпатьевский П.В. Миграция и аккумуляция тяжёлых металлов в гумидных природнотехногенных геосистемах // Тяжёлые металлы в окружающей среде и охрана природы. Мат. II. Всесоюзн. конф. 1988 г. М.: МГУ, 1988.-Ч. 2.-С. 197-201.

192. Schulz-Baldes М., Levin R. Lead uptake in two marine phytoplankton organisms //Biol. Bull. 1976.-V. 150.-№ 1,P. 118- 120.

193. Bond A.M., Bradbury J.R., Hudson H.A. Kinetic studies of lead (II) uptake by the sea-grass Zostera muelleri in water by radiotracing, atomic absorption spectrometry and electrochemical techniques // Mar. Chem. 1985. - V. 16. - № 1, P. 1 -9.

194. Sosak-Swiderska В., Tyrawska D., Mazurek U., Wlczok A. Morphometric evaluation of cadmium contaminated Chlorella vulgaris Beij. 1890-stain a-8 cells // Pol. Arch. Hydrobiol. 1994. - V. 41. - № 1, P. 133 - 147.

195. Яппарова Э.Н. Сравнительный анализ токсического действия ионов ртути на фототрофные организмы: Автореф. . канд. биол. наук. Уфа, 1999. - 24 с431

196. Мурзаева С.В. Накопление тяжелых металлов и активность антиоксидант-ных ферментов в пшенице при воздействии // Изв. Самар. науч. центра РАН,- 2002. Т. 4. - № 2, С. 260 - 269.

197. Lazinsky D., Sicko-Goad L. Morphometric analysis of phosphate and cromium interations in Cyclotella meneghiniania II Aquat. Toxicol. 1990. - V. 16. - № 2, P. 127- 139.

198. Альберт Э. Избирательная токсичность. Пер. с англ. М.: Мир, 1971. - 432с

199. Голубев В.Н. Механизмы взаимодействия пестицидов с липидным бислоем клеточных мембран // Успехи химии. 1993. - Т. 62. - № 7, С. 726 - 734.

200. Крылова O.O., Дёмина T.B., Мелик-Нубаров H.C. Влияние блок-сополимеров алкиленоксидов на проницаемость липидных мембран: возможные причины биологической активности // ДАН. 2001. - Т. 38. - № 3, С. 355 - 358.

201. Trandum С., Westh P., Jrgensen К., Mouritsen O.G. A calorimetric investigation of the interaction of short chain, alcohols with unilamellar DMPC liposomes // J. Phys. Chem. B. 1999. - V. 103. - № 22, P. 4751 - 4756.

202. Miyoshi H., Nishioka Т., Fujita T. Quantitative analysis of effect of substituted phenols on membrane characteristics of lecithin liposomes // Bull. Chem. Soc. Jap.- 1986.-V. 59, P. 1099- 1107.

203. Roque M.E., Castagnet P.I., Giusto N.M. Effect of surfactants and natural detergent molecules on phosphatidylcholine synthesis in photoreceptor membranes // Bba-biomembranes. 2000. - V. 17. - № 5, C. 470 - 483.

204. Ziegler W. Ionenkanale in planaren bimolekularen lipidmembranen, erzeugt durch das herbizid sencor 70WP // Biologia (CSSR). 1982. - V. 37. - № 11, P. 1071- 1077.

205. Trebst A., Wietoska H. Hemmung des photosynthetischen elektronentransports von chloroplasten durch metribuzin // Z. Naturforsch. C. 1975. - V. 30. - № 7/8, P. 499 - 504.

206. Thomas P.G., Haslam J.M., Baldwin B.S. The effects of the fungicide di-clobutrazol on membrane functions in succharomy-cescerevisial and ustilaga maydis //Biochem. Soc. Trans. 1983. - V. 11. - № 6, P. 713 - 719.

207. Leo A. Partitioning in pesticide mode of action and environmental problems // Pest, synthesis through rational approach. ACS Symp. ser. 255 / Eds P.S. Magee, G.K. ICohn, J.J. Menn. Washington: Am. Chem. Soc., - 1984. - P. 213 - 218.432

208. Hilton B.D., Brien R.D.O. The effect of DDT and its analogs upon lecitin and other monolayers // Pestic. Biochem. Physiol. 1973. - V. 3. - № 2, P. 206 - 210.

209. Gabrielska J., Kuczera J., Oswiecimska M., Przestalski S., Witek S., Zylka R. Effect of alkyl chain length in alkoxymethylrne trimethylammonium chlorides on ion transport across liposome membranes // Stud. Biophys. 1981. - V. 82. - № 2, P. 149- 156.

210. Omann G., Lakowicz J.R. Interactions of chlorinated hydrocarbon insecticides with membranes // Biochim. Biophys. Acta. 1982. - V. 684, P. 83 - 89.

211. Fisher D.J. Charges on fungal spores // Pestic. Sci. 1973. - V. 4. - №> 6, P. 845 -852.

212. Venis M.A., Blackman G.E. VIII. Accumulation of chlorinated benzoic acids by Avena segments: a possible mechanism for the transient phase of accumulation // J. Exp. Bot. 1966. - V. 17. - № 53, P. 771 - 778.

213. Kennedi C.D., Stemart R.A. The effects of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid on ion uptake by maize roots // J. Exp. Bot. 1980. - V. 31. - № 120, P. 135 - 143.

214. Antunes-Madeira M.C., Madeira V.M.C. Partition of lindane in synthetic and native membranes // Biochim. Biophys. Acta. 1985. - V. 820, P. 165 - 176.

215. Голубев B.H., Контуш A.C. Ионная избирательность бислойных липидных мембран, модифицированных трифорином // Биофизика. 1989. - Т. 34. - № 1, С. 42 -53.

216. Sigler A., Schubert P., Hillen W., Niederweis М. Permeation of tetracyclines through membranes of liposomes and Escherichia coli // Europ. J. Biochem. -2000. V. 267. - № 2, P. 527 - 534.

217. Fliedner A. Ecotoxicity of poorly water-soluble substances // Chemosphere. -1997. V. 35. - № 1-2, P. 295 - 305.

218. Zellmer S., Reissig D., Lasch J. Reconstructed human skin as model for lipo-some-skin interaction // J. Controlled release. 1998. - V. 55. - № 2-3, P.271 - 279

219. Mordon S., Devoisselle J.M., Begu S., Desmettre T. Laser-induced release of li433posome-encapsulated dye: A new diagnostic tool \\ Laser Med. Sci. 1998. - V. 13. -№ 3, P. 181 - 188.

220. Bacigalupo M.A., Ius A., Longhi R., Meroni G. Homogeneous immunoassay of atrazine in water by terbium-entrapping liposomes as fluorescent markers // Ta-lanta. 2003. - V. 61. - № 4, P. 539 - 545.

221. Banas A., Banas W., Stenlid G., Stymne S. Selective increase in acyl hydrolase activity by graminicides in whea // Biochem. Soc. Trans. 2000. - V. 28. - № 6, P. 777 - 779.

222. Raja M., al-Fatah А., АН M., Afzal M., Hassan R.A., Menon M., Dhami M.S. Modification of liver and serum enzymes by paraquat treatment in rabbits // Drug. Metabol. Drug.Interact. 1992. - V. 10. - № 4, P. 279 - 291.

223. Peixoto F. Comparative effects of the Roundup and glyphosate on mitochondrial oxidative phosphorylation // Chemosphere. 2005. - V. 61. - № 8, P. 1115 - 1122.

224. Дмитриев Л.Ф. Активность ключевых ферментов в мембранах микросом и митохондрий зависит от редокс-реакций с участием липидных радикалов // Биолог, мембраны. 2000. - Т. 17. - № 5, С. 519 - 530.

225. Monteiro J.P., Jurado A.S., Moreno A.J.M., Madeira V.M.C. Toxicity of methoprene as assessed by the use of a model microorganism // Toxicol, in vitro. 2005. -V. 19.-№7,P. 951 - 956.

226. Frasco M.F., Guilhermino L. Effects of dimethoate and beta-naphthoflavone on selected biomarkers of Poecilia reticulata // Fish Physiol. Biochem. 2002. - V. 26. -№2, P. 149 - 156.

227. Srivastava S.C., Kumar R., Prasad A.K., Srivastava S.P. Effect of hexachloro-cyclohexane (HCH) on testicular plasma membrane of rat // Toxicol. Lett. 1995. -V. 75. -№ 1 -3,P. 153 - 157.

228. John J.B., Hilton J.L. Lipid metabolism as a site of herbicide action // Weed Sci. 1973. - V. 21. - № 5} p. 477 - 480.

229. Bayer M., Walter K., Simon H. Purification and partial characterisation of a reversible artificial mediator accepting NADH oxidoreductase from Clostridium thermoaceticum II Europ. J. Biochem. 1996. - V. 239. - № 3, P. 686 - 691.

230. Leppanen M. The role of feeding behaviour in bioaccumulation of organic in benthic organisms // Ann. Zool. Fennici. 1995. - V. 32, P. 247 - 255.

231. Kylin H., Kreuger J. Angaende behovet av miljokemisk kompetens kring bekampningsmedel i Sverige (in Swedish). Departments of Environmental Assessment and Soil Sciences. Uppsala: Sw. Univ. Agric. Sci., 1998. - V. 5, 86 p.

232. Schwarzenbach R.P., Gschwend P.M. Environmental organic chemistry. New York: J.Wiley & Sons Inc., 1993. - 564 p.

233. Васьковская Л.Ф., Самосват Л.С., Бабичева А.Ф. Циркуляция и трансформация стойких препаратов в наземной и водной экосистемах в условиях Черноморского заповедника // Вестн. зоол., 1982. - № 2, С. 78 - 81.

234. Пикулик A.B., Бухарин C.H., Кочемасов С.Г., Приймак В.М. Методика определения необходимого числа проб для оценки качества окружающей среды методами биоиндикации с заданной точностью // Эколог. Вестн. России. -2005. № 6, С. 34-37.

235. Fairchild J.F., Ruessler D.S., Haverland P.S., Carlson A.R. Comparative sensitivity of Selenastrum capricornutum and Lemna minor to sixteen herbicides // Arch. Environ.Contam. Toxicol. 1997. - V. 32. - № 4, P. 353 - 357.435

236. Cerejeira M.J., Pereira Т., Silva-Fernandes A. Use of new microbiotests with Daphnia magna and Selenastrum capricornutum immobilized forms // Chemos-phere. 1998. - V. 37. - № 14 -15, P. 2949 - 2955.

237. Wendt-Rasch L., Pirzadeh P., Woin P. Effects of metsulfuron methyl and cy-permethrin exposure on freshwater model ecosystems // Aquat. Toxicol. 2003. -V. 63. - № 3, P. 243 -256.

238. Schultz T.W. Tetratox: the Tetrahymena pyriformis population growth impairment endpoint A surrogate for fish lethality // Toxicol. Methods. - 1997. - № 7, P. 289 - 309.

239. Yoshioka Y., Ose Y., Sato T. Testing for the tixicity of chemicals with Tetrahymena pyriformis H Sci. Total Environ. 1985. - V. 43. - № 1 - 2, P. 149 - 157.

240. Schultz T.W. Structure-toxicity relationships for benzenes evaluated with Tetrahymena pyriformis 11 Chem. Res. Toxicol. 1999. - № 12, P. 1262 - 1267.

241. Bearden A.P., Schultz T.W. Comparison of Tetrahymena pyriformis and Pimephales toxicity based on mechanism of action // SAR QSAR Environ. Res. -1998.-V. 9, P. 127 153.

242. Yu H.X., Lin Z.F., Feng J.F., Xu T.L., Wang L.S. Development of quantitative structure-activity relationchips in toxicity prediction of complex mixtures // Acta Pharmacol. Sin. 2001. - V. 22. - № 1, P. 45 - 49.

243. Козловская В.И., Флёров Б.А. Фосфорорганические пестициды и их опасность для водных животных // Теор. вопр. вод. токсикол. Мат. III Сов.-амер. симпоз., Борок, 1979 г. Л., 1981. - С. 77 - 87.

244. Cold A., Forbes V.E. Consequences of a short pulse of pesticide exposure for survival and reproduction of Gammarus pulex // Aquat. Toxicol. 2004. - V. 67. -№ 3, P. 287 - 299.

245. Лапкина Л.Н., Флёров Б.А. Использование пиявок для идентификации пестицидов в воде // Гидробиол. ж. 1980. - Т. 16. - № 3, С. 113 - 119.

246. Rhan R.A., Thulin J. Influence of pollution on parasites of aquatic animals // Adv. Parasitol. -1991. V. 30, P. 201 - 238.

247. Neeskovic N.K., Poleksic V., Elezovic I., Karan V., Budimir M Biochemical and histopathological effects of glyphosate on carp, Cyprinus carpio L. // Bull. Environ. Contam. Toxicol. 1996. - V. 56. - № 2, P. 295 - 302.

248. Wang Y.S., Jaw C.G., Chen Y.L. Accumulation of 2,4-D and glyphosate in fish and water Hyacinth // Water Air Soil Pollut. 1994. - V. 74. - № 3/4, P. 397 - 403.

249. Rendon-von Osten J., Ortiz-Arana A., Guilhermino L., Soares A.M. In vivo evaluation of three biomarkers in the mosquitofish (Gambusia yucatana) exposed to pesticides // Chemosphere. 2005. - V. 58. - № 5, P. 627 - 636.

250. Lustigman В., Lee L.H., Weiss-Magasis C. Effect of cobalt and pH of Chlomy-domonas reinhardtii II Bull. Environ.Contam. Toxicol. 1995. - V. 55. - № 1, P. 65 - 72.

251. Albertano P., di Somma D., Capucci E. Cyanobacterial picoplankton from the central Baltic sea: cell size classification by image analyzed fluorescence microscopy // J. Plankt. Res. 1979. - V. 19. - № 10, P. 1405 - 1416.

252. Anan Y., Kunito Т., Tanabe S., Mitrofanov I., Aubrey D.G. Trance element accumulation in fishes collected from coastal waters of the Caspian sea // Mar. Pollut. Bull. 2005. - V. 51. - № 8 - 12, P. 882 - 888.

253. Watanabe I., Ichihashi H., Tanabe S., Amano M., Miyazaki N., Petrov E.A., Ta-tsukawa R. Trance element accumulation in Baikal seal {Phoca sibirica) from the lake Baikal // Environ. Pollut. 1996. - V. 94. - № 2, P. 169 - 179.

254. Хоботьев В.Г., Капков В.И. Влияние полиметаллических руд на выделение и поглощение кислорода в процессе фотосинтеза и дыхания протококковых водорослей // Научн. докл. высш.шк.: Биолог, науки. 1968. - № 4, С. 82 - 85.

255. Malmstrom G., Rosenberg A. Mechanism of metal ion activation of enzymes // Adv. Enzymol. 1959. - V. 21, P. 131 - 168.

256. Schrieber D.R., Gotdon A.S., Millero F.J. The toxicity of copperto the marine bacterium Vibrio algidyticus II Can. J. Microbiol. 1985.- V. 31. - № 1, P. 83 - 87.

257. Mandal R., Hassan N.M., Murimboh J., Chakrabarti C.L., Back M.H., Rahayu U., Lean D.R. Chemical speciation and toxicity of nickel species in natural waters from the Sudbury area (Canada) // Environ. Sci. Technol. 2002. - V. 36. - № 7, P.1477 . 1484.

258. Артюхова В.И., Дмитриева А.Г., Филенко О.Ф., Чжао Ицзюнь. Влияние бихромата калия на динамику роста культуры и размеров клеток Scenedesmus quadricauda {Тигр.) Breb II Альгология. 1996. - Т. 6. - № 1, С. 26 - 34.

259. Хасанова JI.А. Изучение токсического шока ионами Си+2 у цианобактерий Synechocyctis aquatilis: Автореф.канд. биол. наук. Л., 1989. - 16 с.

260. Симонов Ю.В. Роль комплекса микроартропод в трансформации органического вещества лесной подстилки: Автореф. . канд. биол. наук. М., 1984. -16 с.437

261. Алейникова М.М. Перспективы применения биологического метода борьбы с вредителями сельского хозяйства в Татарской АССР в связи с охраной окружающей среды. Казань: Ин-т биол., 1981. - 133 с.

262. Бабенко А.Б. Коллемболы Арктики: структура фауны и особенности хорологии: Автореф. д-ра биол. наук. М., 2005. - 48 с.

263. Стебаева С.К., Шестопалова JI.B. Влияние инсектицидных аэрозолей на почвообитающих коллембол // Оптимизация технологии применения инсектицидных аэрозолей / Под ред. К.П. Куценогого. Новосибирск: СО ВАСХ-НИЛ, 1983.-С. 52-62.

264. Кузнецова H.A. Организация сообществ почвообитающих коллембол: Автореф. . д-ра биол. наук. М., 2002. - 48 с.

265. Эйтминавичюте И.С. Закономерности формирования комплексов почвенных беспозвоночных под влиянием антропогенных воздействий в зоне дерново-подзолистых почв: Автореф. д-ра биол. наук. М., 1982. - 33 с.

266. Doppelreiter Н. Untersuchungen über Artenspektrum, Verteilung und bio-cidempfindlichkeit von collembolen im fichtenwaldboden. 2. Biocidempfindlich-keit II Z. angew. entomol. 1979. - V. 88. - № 5, P. 453 - 470.

267. Loring S.J., Snider R.J., Robertson L.S. The effects of three tillage practices on Collembola and Acariña populations // Pedobiologia. 1981. - V. 22. - № 3, P. 172 - 184.

268. Popovici I., Tomenscu R., Dumea A., Stan G., Stefan V., Tarta A. Influenta dezinfectantilor asupra faunei din sol // Stud, si cerc. biol. Ser.biol. anim. 1976. -V. 28.-№2, P. 139 - 143.

269. Пономарёва O.H. Исследование жизненных циклов и популяционной динамики почвообитающих коллембол под влиянием гербицидов: Автореф. . канд. биол. наук. М, 1990. - 16 с.

270. Балабина И.П. Динамика популяций почвенных коллембол при гербицид-ном загрязнении среды обитания: Автореф. . канд. биол. наук. М., 1991. -16 с.

271. Manulis S., Ishaaya L, Perry A.S. Acetylcholinesterase of Aphis citricola: properties and significance in determining toxicity of systemic organophosphorus and carbamate compounds // Pestic. Biochem. Physiol. 1981. - V. 15. - № 3, P. 267 -274.

272. Мастрюкова Т.А. Современные тенденции в создании избирательно действующих инсектоакарицидов // Химия физиологически активных веществ. -Нальчик: ДГУ, 1977. вып. 1. - С. 10 - 46.

273. Золотова Т.Б., Рославцева С.А. Метаболизм фосфорорганических соединений глутатион-зависимой трансферазой и её участие в механизме резистент438ности членистоногих к инсектицидам этого класса // Химия в сельском хозяйстве. 1981. -№ 11, С. 30 - 33.

274. Szymanowska В.К. Wrazliwosc pszzol па insektycydcli // Pszczelarstwo. 1981. -V. 32.-№2, P. 9-10.

275. Gupta S.K., Srivastava K. Effect of phosphamidon on a-amylase activity of Pheretima posthuma (Annelida: Oligochaeta) // Curr. Sci. India. 1983. - V. 52. -№ 15, P. 737 -738.

276. Николенко А.Г. Оценка опасности современных инсектицидов для почвенной биоты: Автореф. канд. биол. наук. С-Пб., 1995. - 20 с.

277. Miyata Т., Saito Т., Kassai Т., Ozaki К. In vitro degradation of malathion by or-ganophosphate resistant and susceptible strains of brown planthoppers, Nilapar-vata lugens Stal // Нихон нояку гаккайси, J. Pestic. Sci. 1983. - V. 8. - № 1, P. 27-31.

278. Касида Дж.Е. О метаболизме пестицидов, их разложении и способе действия // Агрохимия. 1983. - № 5, С. 102 -110.

279. Orchard I. Electrical activity of neurosecretory cells and its modulation by insecticides // Insect Neurobiol. Pestic. Action (Neurotox 79). Proc. Soc. Chem. Ind. Symp., York, 1979. L., 1980. - P. 321 - 328.

280. Maddrell S.H.P. The insect neuroendocrine system as a target for insecticides. Insect Neurobiol. Pestic. Action (Neurotox 79). Proc. Soc. Chem. Ind. Symp., York, 1979. -L., 1980. P. 329 - 334.

281. Kuldip G., Amit N. Penetration kinetics of DDT in desert locust Schistocerca gregaria Forskal // Indian J. Exp. Biol. 1981. - V. 19. - № 10, P. 994 - 985.

282. Beeman R.W. Recent advances in mode of action of insecticides // Annu. Rev. Entomol. 1982. - V. 27, P. 253 - 281.

283. Стекольщиков М.Г. Влияние октаметила и фосфамида на разные стадии онтогенёза пчёл // Защита растений в Татарской АССР. Мат. науч.-практ. конф. / Под ред. Т.Е. Изотовой. Казань: Мин.с.х. ТАССР, 1980. - С. 112 -116

284. Gut J. Aphids in sugar-beet // Integrated Control insect pests Netherland / Ed. A.K. Minks, P. Gruys. Wageningen: Centre agric. pub. docum. 1980. - P.71 - 74

285. Гальвялис А.Г. Влияние пестицидов на дождевых червей вида Nicordrilis caliginosus (Savigny, 1826,) в агроценозах: Автореф. . канд. биол. наук. М.,4391983.- 16 с.

286. Золотарёва Б.Н. Результаты измерения тяжёлых металлов в природных средах Приокско-таррасного биосферного заповедника // Мониторинг фонового загрязнения природных сред / Под ред. Ю.А. Израэля, Ф.Я. Ровинского. 1984. Л.: Гидрометаоиздат, - С. 119 -131.

287. Тихомирова А.Л., Рыбалов Л.Б., Россолимо Т.Е. Фауна и экология почвенных беспозвоночных (мезофауны) в сосновых лесах Приокско-террасного заповедника // Экосистемы южного Подмосковья. М.: Наука, 1979. - С. 150 - 181.

288. Gissel-Nielsen M., Gissel-Nielsen G. Sélénium in soilanimal relationships // Pe-dobiologia. 1975. - V. 15. - № 1, P. 65 - 67.

289. Witt J.M. Pesticide drift: Toxicological and social conséquences // Chem. Biolog. Control Forestry. ASC Symp. ser. 238. Washington: Am. Chem. Soc. DC.,- 1984.-P. 493 -508.

290. Мажарова И.В., Мацкевич Н.В., Попова Г.В. Методические указания по изучению отдалённых последствий действия пестицидов. М.: ВНИИ охр. прир. и заповедного дела, 1988. - 378 с.

291. Яблоков А.В., Остроумов С.А. Уровни охраны живой природы. М.: Наука, 1985.- 175 с.

292. Shkliaruk L.V., Komissarova L.A., Balabanova S.G. Carcinogenic and mutagenic properties of the herbicide sencor // Gig. Sanit. 1985. - № 7, P. 93 - 98

293. Гичев Ю.П. Загрязнение окружающей среды и экологическая обусловленность патологии человека: Аналит. обзор. Новосибирск: ГПНТБ СО РАН, 2003.- 138 с.

294. Могуш Г. Острые отравления, диагноз, лечение. Бухарест: 1984. - 579 с.

295. Дуева Л.А., Коган В.Ю., Суворов C.B., Штеренгарц Р.Я. Промышленные аллергены. (Программа ООН по окружающей среде ЮНЕП/МРПТХВ). -М.: Центр международных проектов Госкомприроды СССР, 1989. - 203 с.440

296. Талакин Ю.Н., Морозова Л.И., Игнатьева Л.И. Вздействие на организм малых концентраций металлов, свинца и ртути // Гиг. и санит. 1979. - №2, С. 2 - 15

297. Patel В.М., Моуе Н.А., Weinberger R. Post column formation of fluorophores from nitrogenous pesticides by UV-photolysis // Talanta. 1991. - V. 38. - № 8, P. 913 -924.

298. Wan H.B., Wong M.K., Mok C.Y. Comparatue study on the guantin yields of direct photolysis of organophosphorus pesticides in aguences solution // J. Agr. Food Chem. 1994. - V. 42. - № 11, P. 2625 - 2630.

299. Arantegui J., Prado J., Chamarro E., Esplugas S. Kinetics of UV degradation of atrasine in a queous solution in the presence of H202 // J. Photochem. Photobiol. -1995.-V.A88. -№1,P. 65 -74.

300. Архипова М.Б., Терещенко Л.Я., Архипов Ю.М. Фотоокислительная очистка воды от хлорорганического пестицида 2,4D (2,4-дихлорфеноксиуксусной кислоты) // Ж. прикл. химии. 1997. - Т. 70. - № 12, С. 2016 - 2022.

301. Legrini O., Oliveros E., Braun A.M. Photochemical processes for water treatment // Chem. Rev. 1993. - V. 93. - № 2, P. 671 - 697.

302. Miles C.J., Trehy M.L., Yost R.A. Degradation of n-methylcarbamate and carbamoyl oxime pesticides in chlorinated water // Bull. Environ. Contam. Toxicol. -1988.-V. 41.-№6, P. 838 843.

303. Скурлатов Ю.И., Штамм E.B. Роль окислительно-восстановительных, свободно-радикальных и фотохимических процессов в природных водах, при очистке сточных вод и водоподготовке // Хим. физика. 1997. - Т. 16. - № 12, С. 55 -68.

304. Скурлатов Ю.И., Штамм Е.В. Немного солнца в водопроводной воде // Эколог, и жизнь. 2002. - Т. 25. - № 2, С. 24 - 27.

305. Guittonneau J.P., de Laat J., Dore M., Duguet J.P., Bonnel C. Comparative-study of the photodegradation of aromatic-compounds in water by UV and H202/UV // Environ. Technol. Lett. 1988. - V. 9. - № 10, P. 1115 -1128.

306. Sundstrom D.W., Weir F.A., Klei H.E. Destruction of aromatic pollutants by UV-light catalyzed oxidation with hydrogen-peroxide // Environ. Progress. 1989. -V. 8. -№ 1,P. 6- 12.441

307. Castrantas H.M., Gibilisco R.D. UV destruction of phenolic-compounds under alkaline conditions // ACS Symp. ser. 422. Washington: Am. Chem. Soc., - 1990. -P. 77 - 85.

308. Beltran F.J., Rivas J., Acedo B. Atrazine removal by ozonation processes in surface waters // J. Environ. Sci. Health. Part B. Pestic. Food Contam. Agr. Wastes. -1999. V. 34. - № 3, P. 449 - 468.

309. Prado J., Esplugas S. Comparison of different advanced oxidation processes involving ozone to eliminate atrazine // Ozone Sci. Eng. 1999. - V. 21, P. 39 - 52.

310. Скурлатов Ю.И., Штамм E.B. Ультрафиолетовое излучение в процессах водоподготовки и водоочистки // Водоснабжение и санит. техника. 1997. -№9, С. 14-19.

311. Miolo G., Levorato L., Gallocchio F., Caffieri S., Bastianon C., Zanoni R., Reddi E. In vitro phototoxicity of phenothiazines: involvement of stable UVA photolysis products formed in aqueous medium \\ Chem. Res. Toxicol. 2006. - V. 19, P. 156 -163.

312. Шинкаренко H.B., Алесковский В.Б. Химические свойства синглетного молекулярного кислорода и значение его в биологических системах // Успехи химии. 1982. - Т. 51. - № 5, С. 713 - 718.

313. Sigua G.C., Adjei М.В., Rechcigl J.E. Cumulative and residual effects of repeated sewage sludge applications: forage productivity and soil quality implications in south Florida, USA // Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 2005. - V. 12. - № 2, P. 80- 88.

314. Kruithof J.C., van Leer R.Chr., Hajnen W.A.M. Practical experiences with UV disinfection in the Netherlands // J. Water SRT-Aqua. 1992. - V. 41, P. 25 - 37.

315. Голубовская Э.К. Биологические основы очистки воды. М.: Высш. школа, 1978.-С. 229-256.

316. Shimazu М., Chen W., Mulchandani A. Biological detoxification of organo-phosphate pesticides. Pesticide decontamination and detoxification // ACS Symp. ser. 863. Washington: Am. Chem. Soc., - 2004. - P. 25 - 36.442

317. Jauregui J., Valderrama В., Albores A., Vazquez-Duhalt R. Microsomal transformation of organophosphorus pesticides by white rot fungí // Biodegradation. -2003. -V. 14. -№6,P. 397-406.

318. Torres E., Bustos-Jaimes I., Le Borgne S. Potential use of oxidative enzymes for the detoxification of organic pollutants // Appl. Catal. В Environ. - 2003. - V. 46. - № 1, Р. 1 -15.

319. Жмур H.C. Технологичесие и биохимические процессы очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками. М.: АКВАРОС, 2003. - 512 с.

320. Плешакова Е.В. Ремедиация загрязнённой почвы с использованием нефте-окисляющего штамма Dietzia maris II Биотехнология: состояние и перспективы развития. Мат. III Моск. междун. конгр. 14-18 марта 2005 г. Москва, 2005.-Ч. 2.-С. 26.

321. Polubesova T., Nir S., Zadaka D., Rabinovitz О., Serban С., Groisman L., Rubin B. Water purification from organic pollutants by optimized micelle-clay systems // Environ. Sci. Technol. 2005. - V. 39. - № 7, P. 2343 - 2348.

322. Wang D.F., Luo Y., Sun J.P., Du D.H., Wang C.H., Zhou X.L., Xue C.H. The use of complexes of algae polysaccharides and Ce+4 to dégradé compounds containing peptides or phosphate ester bonds // Carbohydrate polymers. 2005. - V. 62.-№ 1,P. 1-5.

323. Саратовских E.A., Психа Б.JI., Гвоздев Р.И., Скурлатов Ю.И. Кинетическая модель процесса переноса техногенных загрязняющих веществ через липо-сомальные мембраны // Химическая физика. 2008. - Т. 27. - № 7, С.59 - 65.

324. Алиев З.Г., Атовмян Л.О., Саратовских Е.А., Криничный В.И., Карцев В.Г. Синтез, структура и спектральные характеристики комплексов меди с производными пиколиновой кислоты // Изв. АН СССР, Сер. хим. 1988. - № 11, С. 2495 -2501.

325. Саратовских Е.А. Синтез бидентантных комплексов 3,6-дихлорпиколино-вой кислоты // Изв. АН СССР, Сер. хим. 1989. - № 10, С. 2327 - 2329.

326. Курсков С.Н., Ивлева И.Н., Лаврентьев И.П., Хидекель М.Л. Окисление переходных металлов в жидкой фазе. 3. Прямой синтез хелатных комплексов металлов IA и VIII групп // Изв. АН СССР, Сер. хим. 1977. - № 8, С. 1708 -1711

327. Кондратьева Т.А., Гвоздев Р.И., Татьяненко Л.В. Спектральные свойства 8-бромэтенопроизвод-ных адениновых нуклеотидов // Химия гетероцикл. соед. 1983.-№7, С. 987-992.

328. Личина М.В., Шугалий А.В., Черный Д.И., Тодоров И.Н. Модификация ДНК дибромэтилацетатом: о возможностях использования при анализе особенностей структуры // Докл. АН СССР. 1978. - Т. 243. - № 2, С. 516 - 519.444

329. Акентъева Н.П., Гвоздев Р.И. Очистка и физико-химические свойства ме-танмонооксигеназы из мембранных структур Methylococus capsulatus II Биохимия. 1988. - Т. 53. - № 1, С. 91 - 97.

330. Саратовских Е.А., Орлов В.И., Криничный В.И. ЭПР-спектроскопическое изучение металлокомплексов 3,6-дихлорпиколиновой кислоты // Известия АН СССР, Сер.хим. 1989. - № 11, С. 2477 - 2481.

331. Андрианов В.И., Сафина З.Ш., Тарнопольский Б.Л. Программы «Рентген-75». Черноголовка: ОИХФ, 1975. - 18 с.

332. Саратовских Е.А., Кондратьева Т.А., Психа Б.Л., Гвоздев Р.И., Карцев В.Г. Комплексообразование некоторых пестицидов с аденозинтрифосфорной кислотой // Изв. АН СССР, Сер хим. -1988. № 11, С. 2501 - 2507.

333. Бурбаев Д.Ш., Мороз И.А., Гвоздев Р.И., Коршунова Л.А. Биядерные железо-серные центры мембрано-связанной метан моноксигеназы из Methylococus capsulatus И Биофизика. 1990. - Т. 35. - № 5, С. 779 - 782.

334. Корниш-Боуден Э. Основы ферментативной кинетики. Пер. с англ. М.: Мир, 1979.-280 с.

335. Генкин М.В., Уланов Б.П., Доценко O.E., Давыдов P.M. Особенности спектров мутности липосом // Журнал физ. химии. 1987. - Т. 61. - № 1, С. 220 -224.

336. Arnon J. Copper enzyme is claded chloroplasta polyphenol oxydase in vulgaris // Plant Physiol. 1949. - V. 24. - № 1, P. 15 - 20.

337. Potapov M. Synopses on Palearctic Collembola. V.3 Isotomidae // Abh. Ber. Naturkundemus. Görlitz. 2001. - V. 73. - № 2, P. 603.

338. Гиляров M.C. Методы почвенно-зоологических исследований. М.: Наука, 1975.-С. 30-43.

339. Саратовских Е.А., Болдырева Н.М., Карцев В.Г. О применении метода мутагенной обработки активного ила для биоразложения гербицида лонтрел // Бюлл. по вод. хозяйству. 1988. - № 1/2, С. 28 - 33.

340. Saratovskikh Е.А. Synthesis ofbidentate complexes of 3,6-dicloropicolinic acid // Bull. Acad. Sei. USSA, Div. Chem. Sei. 1989. - V. 38. Part 2, P. 2140 - 2141.

341. Беляева M.A., Гюнтер Л.И. К характеристике биоценозов активного ила в высоконагружаемых аэротенках и аэротенках с длительным периодом аэрации // Биолог, науки. 1969. - № 7, С. 89 - 96.

342. Липеровская Е.С. Гидробиологические индикаторы состояния активого ила и их роль в биологической очистке сточных вод // Общая экология. Биоценология. Гидробиология. Сер. Итоги науки и техники. М.: ВИНИТИ, 1977. -Т. 4. - С. 25 - 29.

343. Политехнический словарь / Ред. И.И. Артоболевский. М.: СЭ, 1977. - С. 300.

344. Гончаров В.В., Горюнова В.В., Тульчинский В.М. Изократическое разделение фенолов по группам методом ВЭЖХ // Завод, лаб. 1992. - Т. 58. - № 3, С. 15 -18.445

345. Гончаров В.В., Горюнова В.В., Тульчинский В.М. Предварительное концентрирование и фракционирование фенолов методом твердофазной экстракции // Завод, лаб. -1992. Т. 58. - № 9, С. 10 - 12.

346. Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов. М.: РЭ-ФИА, НИА-Природа, 2002. - 118 с.

347. Гиль Т.А., Балаян А.Э., Стом Д.И. Метод биотестирования по гашению люминесценции светящихся бактерий / Методы биотестирования вод. Черноголовка: ОИХФ АН СССР, 1988. - С. 15 - 17.

348. Water quality criteria FAO. Rome: Fish. Tech, 1969. - P. 82.

349. Саратовских E.A., Козлова Н.Б., Папин В.Г., Штамм Е.В. Разложение гербицида лонтрел биологическими и фотохимическими методами // Приклад, биохим. и микробиол. 2006. - Т. 42. - № 1, С. 44 - 51.

350. Наканиси И. Инфракрасные спектры и строение органических соединений. Пер. с англ. М.: Мир, 1965. - 216 с.

351. Свердлов JI.M., Ковнер М.А., Крайнов Е.П. Колебательные спектры многоатомных молекул. М.: Наука, 1970. - 559 с.

352. Накамото К. ИК спектры и спектры КР неорганических и координационных соединений. Пер. с англ. М.: Мир, 1991. - 536 с.

353. Саратовских Е.А., Полякова О.В., Рощупкина О.С., Лебедев А.Т. Продукты фотолиза 3,6-дихлорпиколиновой кислоты (гербицида лонтрел) в водных ра-творах // Приклад, биохим. и микробиол. 2007. - Т. 43. - № 2, С. 252 - 256.

354. Lebedev А.Т., Moshkarina N.A., Buryak А.К., Petrosyan V.S. Water chlorina-tion of nitrogen containing fragments of humic material // FEBS 1997. - V. 6. -№11-12, P. 727 -733.

355. Aliev Z.G., Atovmyan L.O., Saratovskikh E.A., Krinichnyi V.I., Kartsev V.G. Synthesis, structure, and spectral characteristics of copper-complexes with pi-colinic-acid derivatives // Bull. Acad. Sci. USSR, DCS. 1988. - V. 37. - Part 1, P. 2246 - 2252.

356. Holtzclaw H.F., Collman J.P. Infrared absorption of metal chelate compounds of 1,3-diketones//J. Am. Chem. Soc. 1957. - V. 79. - № 13, P. 3318 - 3322.

357. Isatt R.M., Haas C.G., Block B.P., Fernellus W.C. Studies on coordination compounds. XII. Calculation of thermodynamic formation constants at varying ionic strenths // J. Phys. Chem. 1954. - V. 58. - № 12, P. 1133 - 1136.

358. Takenaka A., Utsumi N., Yamamoto T. The crystal and molecular structure of trans-bis(picolinato) copper (II) dihydrate Cu(PC)2-2H20 // Nippon Kagaku Zasshi. 1970. - V. 91.-№ 1,P. 982-985.446

359. Saratovskikh E.A., Orlov V.S., Krinichnyi V.I. EPR spectroscopic study of met-allocomplexes of 3,6-dichloropicolinic acid // Bull. Acad. Sci. USSR. Div. Chem. Sci. 1989. - V. 38. - Part 1, P. 2274 - 2277.

360. Керрингтон А., Мак-Лечлан Э. Магнитный резонанс и его применение в химии: Пер. с англ. М.: Мир, 1970. - 448 с.

361. Assour J.M., Kahn W.R. Electron spin resonance of a- and P-cobalt-phthalocya-nine // J. Am. Chem. Soc. 1965. - V. 87. - № 2, P. 207 - 233.

362. Assour J.M. Solvent effects on the spin resonance spectra of cobalt phthalocya-nine // J. Am. Chem. Soc. 1965. - V. 87. - № 21, P. 4701 - 4706.I

363. Ogawa S. The electron paramagnetic resonance of Mn ions surrounded by an octahedron of fluorine ions // J. Pbys. Soc. Japan. 1960. - V. 15. - № 8, P. 1475 -1481.

364. Гарифьянов H.C., Лучкина C.A. ЭПР некоторых серусодержащих нитро-зильных комплексов Mn (II) // Изв. АН СССР. Сер. хим. 1969. - № 2. С. 471 -472.

365. Title R.S., Sorokin P.P., Stevenson M.J. Optical spectra and paramagnetic resonance of U+4 ions in alkaline earth fluoride lattices // Phys. Rev. 1962. - V. 128.- № 1, P. 62 -68.

366. Гарифьянов H.C., Калиниченко И.И., Овчинников И.В., Мартимьянова З.Ф. Исследование методом ЭПР окисленных комплексов никеля и палладия с N-бензилдиоксидом //Докл. АН СССР. 1967. - Т. 176. - № 2, С. 328 - 331.

367. Баженов В.К., Преснов В.А., Федотов С.Я. Парамагнитный резонанс в легированном железом арсениде галлия // Физика тв. тела. 1968. - Т. 10. - № 1, С. 269 - 270.

368. Brintzinger Н., Palmer F., Sands R. An electron paramagnetic resonance study of metal-aromatic bonding in bis(hexamethylbrnzene) iron(I) // J. Am. Chem. Soc. 1966. - V. 88. - № 3, P. 623 - 628.

369. Azerbayejani G.H., Merlo A.L. Electron spin resonance of Mo+5 in CaW04 // Phys. Rev. A. 1965. - V. 137. - № 2, P. 489 - 490.

370. Hayes R.G. EPR studies of (Mo)CN5N03" magnetic parameters and analysis of the ligand hyperfme structure // J. Chem. Phys. 1962. - V. 47. - № 5, P. 1692 -1700.

371. Saratovskikh E.A., ICondrateva T.A., Psikha B.L., Gvozdev R.I., Kartzev V.G. Complex-formation of some pesticides with adenosine triphosphoric acid // Bull. Acad. Sci. USSR. Div. Chem. Sci. 1988. - V. 37. - Part 1, P. 2252 - 2258.

372. Россотти Ф., Россотти X. Определение констант устойчивости и других констант равновесия в растворах: Пер. с англ. М.: Мир, 1965. - 564 с.

373. Smith В.Е., Lowe D.J., Bray R.C. Studies by electron paramagnetic resonance on the catalytic mechanism of nitrogenase of Klebsiella pneumoniae II Biochem. J.- 1973.-V. 135.-№2, P. 331 -341.

374. Комплексные соединения в аналитической хими: Пер. с англ. / Ф. Умланд, А. Янсен, Д. Тириг, Г. Вюнш. М.: Мир, 1975. - С. 63.447

375. Справочник химика: В 6 т. / Под ред. Б.П. Никольского. M.-JL: Химия,1964. Т. З.-С. 81.

376. Саратовских Е.А., Личина М.В., Психа Б.Л., Гвоздев Р.И. О характере взаимодействия ди- и полинуктеотидов с некоторыми пестицидами // Изв. АН СССР. Сер.хим. 1989. - № 9, С. 1984 - 1989.

377. Luisi P.L., Baici A., Bonner J.F., Aboderin A.A. Relationship between fluorescence and conformation of NAD+ bound to dehydrogenases // Biochem. 1975. -V. 14. -№ 2, P. 362-370.

378. Косовер Э. Молекулярная биохимия: Пер. с англ. M.: Мир, 1964. - С. 160.

379. Органическая химия нуклеиновых кислот / Н.К. Кочетков, Э.И. Будовский, Е.Д. Свердлов и др.; М.: Химия, 1970. - 720 с.

380. Saratovskikh Е.А., Lichina M.V., Psikha B.L., Gvozdev R.I. Character of the reaction of dinucleotides and polynucleotides with some pesticides // Bull. Acad. Sci. USSR. Div. Chem. Sci. 1989. - V. 38. - Part 1, P. 1822 - 1827.

381. Саратовских E.A., Козлова Н.Б., Гончаров B.B. Оценка загрязнения Волги в зоне влияния сточных вод Казани // Вод. ресурсы. 1997. - Т. 24. - № 1. С. 56 -60.

382. Химико-технические методы исследования: Справочник: В 3 т. / Под ред. Берль-Лунге. М.-Л.: Хим. лит., 1941. Т. 3. - С. 360 - 366.

383. Справочник по аналитической химии. / Под ред. Ю.Ю. Лурье. М.: Химия,1965.-390 с.

384. Порай-Кошиц Б.А. Азокрасители. Л.: Химия, 1972. - 160 с.

385. Саратовских Е.А., Штамм Е.В. Влияние хлор- содержащих фенолов на стабильность ДНК // Хим. физ. 2007. - Т. 26. - № 7, С. 77 - 83.

386. Брагинский Л.П., Комаровский Ф.Я., Пишолка Ю.К., Маслова О.В. Миграция стойких пестицидов в пресноводных экосистемах // Тр. 2-го Всесоюз. совещ. по исслед. миграции загрязн. веществ в почвах и сопредельных средах 1980 г. Л., 1980. - С. 226 - 230.

387. Бреслер С.Е. Введение в молекулярную биологию. М.-Л.: Наука, 1996. - С. 513 - 527.

388. Уотсон Дж. и др. Рекомбинантные ДНК / Дж. Уотсон, Дж. Туз, Д. Курц. -М.: Мир, 1986.-288 с.

389. Sommerhalter M., Lieberman R.L., Rosenzweig C. X-ray crystallography and biological metal centers: is seeing believing // Inorg. Chem. 2004. - V. 20. - № 2, P. A -1.

390. Dalton Н., Leak D.J. Methane oxidation by microorganisms // Microbial gas metabolism: mechanistic, metabolic and biotechnological aspects / Eds. R.K. Poole, C.S. Dow. New York: Pergamon, 1985. - P. 73 - 200.

391. Цупрун B.JI., Акентьева Н.П., Тагунова И.В., Орлова Е.В., Григорян А.Н., Гвоздев Р.И., Киселев Н.А. Электронная микроскопия метанмонооксигеназы метанокисляющих бактерий Methylococcus capsulatus // Доклады АН СССР. 1987. - Т. 292. - № 2, С. 490 - 493.

392. Саратовских Е.А., Коршунова Л.А., Гвоздев Р.И., Куликов А.В. Ингибиро-вание никотинамидадениндинуклеотид-оксидоредуктазной реакции гербицидами и фунгицидами различного строения // Изв. АН. Сер. хим. 2005. - № 5, С. 1284 - 1289.

393. Ленинжер А. Основы биохимии: В 3 т.: Пер. с англ. М.: Мир, 1985. - Т. 1.

394. Саратовских Е.А., Папина Р.И., Карцев В.Г. Влияние некоторых пестицидов на двудольные и злаковые культуры // Сельскохоз. биология. Сер. Биология растений. 1990. - № 5, С. 152 - 159.

395. Saratovskikh Е.А., Korshunova L.A., Gvozdev R.I., and Kulikov A.V. Inhibition of the nicotinamide adenine dinucleotide-oxidoreductase reaction by herbicides and fungicides of various structures // Rus. Chem. Bull. 2005. - V. 54. - № 5, P. 1322- 1327.

396. Colby J., Dalton H. Resolution of the methane monooxygenase of Methylococcus capsulatus (Bath) into three components // Biochem. J. 1978. - V. 171. - № 2, P. 461 -468.

397. Stirling B.J., Dalton H. Properties of the methane monooxygenase from extracts of methylosimes trichosporium 0B3b and. evidence for its similarity to the enzyme from Methylococcus capsulatus // Europ. J. Biochem. 1979. - V. 96. - № 1,P. 205-212.

398. Macherel D., Ravanel P., Tissut M. Affes of bicetal carbamates on mitochondrie and chloroplast // Pestic. Biochem. Physiol. 1982. - V. 18. - № 3, P. 280 - 288.

399. Higgins I.J., Best D.J., Hammond R.S., Scott D. Methaneoxidizing microorganisms //Microbiol. Rev. 1981. - V. 45. - № 4, P. 556 - 590.

400. Саратовских E.A., Коршунова Л.А., Рощупкина О.С., Скурлатов Ю.И. Ин-гибирование NADH-оксидоредуктазы соединениями металлов // Химическая физика. 2007. - Т. 26. - № 8, С. 46 - 53.

401. Саратовских Е.А., Психа Б.Л., Гвоздев Р.И. Пестициды и окружающая среда // Вестник БГТУ. 2004. - № 8. - Ч. 1, С. 38 - 40.449

402. Fitzpatrick P.F., Orville A.M., Nagpal A., Valley M.P. Nitroalkane oxidase, a carbanion-forming flavoprotein homologous to acyl-CoA dehydrogenase // Arch. Biochem. Biophys. 2005. - V. 433, P. 157 - 165.

403. Utsuvi Y., Kiyoshige K., Shimbara S., Hamada A. Comparative-studies on cytotoxicity of micropollutants in water principle of cytotoxicity matrix // Environ. Toxicol, water quality. - 1994. - V. 9. - № 4, P. 333 - 339.

404. Липосомы в биологических системах / Под ред. Г. Грегориадиса, А. Алли-сона. М.: Медицина, 1983. - 384 с.

405. Barrio J.R., Secrist J.A., Leonard N.J., Weber G. Fluorescent modification of adenosine-containing coenzymes. Biological activités and spectroscopic properties // Boichem. 1972. - V. 19. - № 19, P. 3499 - 3506.

406. Bielska M., Ptaszlcowska J., Heinrich R. N-methyl-N-alkoxymethylenemorpho-linium chlorides, their fungicidal properties and presumable mode of action // Ted.-Ber. Akad. Land-wirtsch. Wiss. DDR. -1987. - V. 253, P. 225 - 228.

407. Sarapulc J., Kleszczvnska H., Przestalski S., Witelc S. Red cell and BLM modification by some benzylammonium chlorides // Stud. Biophys. 1986. - V. 113. - № 1-2, P. 55-61.

408. Wiegl J. Spezifität der Wechselwirkung zwischen wuchs-stoffen und lecithin Spezifität der Wechselwirkung zwischen wuchs-stoffen und lecithin // Z. Naturforsch. 1969. - V. 24B. - № 3, P. 367 - 372.

409. ChefurkaW., ChtelierR.C., SawyerW.H. Perturbation of phospholipid bilayers by DDT // Biochim. biophys. acta. 1987. - V. 896. - № 2, P. 181 - 185.

410. Саратовских E.A., Козлова Н.Б. Изучение кинетики аккумуляции пестицидов в жирной фазе // Токсикологический вестник. 2008. № 1, С. 29 - 33.

411. Saratovskikh Е.А., Kondratieva Т.А., Psilcha B.L. On the transport of pesticide Lontrel through liposomal membranes // Cellular & Molecular Biology Lett. -2000.-V. 5.-№3, P. 367- 370.

412. Определение влияния С1-содержащих фенолов на температуру плавления ДНК: Отчёт по программе «ИНТАС» (закл.) / ИХФ РАН; руководитель Ю.И. Скурлатов. Contract INTAS 93-1226. Москва, 1995. - 156 с.

413. Booth G.M., Yu С.С., Hansen D.J. Fate, metabolism, and toxicity of 3-isopro-pyl-lH-2,l,3-benzo-thiadiazin-4(3H)-l-2,2-dioxide in a model ecosystem // J. Environ. Qual. 1973. - V. 2. - № 3, P. 408 -411.

414. Körte F., Freitag D., Geyer H., Klein W., Kraus A.G., Lahaniatis E. A Concept for rstablishing ecotoxicologic priority lists for chemicals // Chemosphere. 1978. -V. 7. -№ 1,P. 79- 102.

415. Leung T.S., Naqvi S.M., LeBlanc C. Toxicities of two herbicides (basagran, di quat) and an algicide (cutrine-plus) to mosquitofish Gambusia affinis II Environ. Pollut. Ser. A Ecol. Biol. 1983. - V. 30. - № 2, P. 153 - 160.

416. Ching T.M. Adenosine triphosphate content and seed vigor // Plant Physiol. -1973.-V. 51. №2, P. 400-402.

417. Tao K.L., McDonald M.B., Khan A.A. Synergistic and additive effects of kinetin and ethrel on the release of seed dormancy // Life Sci. 1974. - V. 15. № 11, P. 1925- 1933.

418. Физиология и биохимия покоя и прорастания семян: Пер. с англ. / Под ред. М.Г. Николаевой, Н.В. Обручевой. М.: Колос, 1982. - С. 385.

419. Fairchild J.F., Ruessler D.S., Carlson A.R. Comparative sensitivity of five species of macrophytes and six species of algae to atrazine, metribuzin, alachlor, and metolachlor // Environ. Toxicol. Chem. 1998. - V. 17. - № 9, P. 1830 - 1834.

420. Peterson H.G., Boutin C., Martin P.A., Freemark K.E., Ruecker N.J., Moody M.J. Aquatic phyto-toxicity of 23 pesticides applied at expected environmental concentrations // Aquat. Toxicol. 1994. - V. 28. - № 3/4, P. 275 - 292.

421. Richardson J.T., Frans R.E., Talbert R.E. Reactions of Euglena gracilis to fluometuron, MSMA, metribuzin, and glyphosate // Weed Sci. 1979. - V. 27. - № 6, P. 619-624.

422. Saenz M.E., Di Marzio W.D., Alberdi J.L., Tortorelli M.C. Effects of technical grade and a commercial formulation of glyphosate on algal population growth // Bull. Environ. Contam. Toxicol. 1997. - V. 59. - № 4, P. 638 - 644.

423. Bozeman J., Koopman В., Bitton G. Toxicity testing using immobilized algae // Aquat. Toxicol. 1989. - V. 14. - № 4, P. 345 - 352.

424. Pesticide Ecotoxicity Database (Formerly: Environmental Effects Database (EEDB)). Environmental Fate and Effects Division, U.S. EPA, Washington: D.C. -2000.-968 p.

425. Саратовских E.A., Бокова А.И. Влияние гербицидов на популяцию почво-обитающих коллембол // Токсиколог, вестник. 2007. - № 5, С. 17 - 23.

426. Ecological indicator / Eds. D.H. Mckenzie, D.E. Hyatt, V.J. Mcdonald. L., N. -Y.: Elsevier applied Science, 1992. - V. 1 - 2. - 1400 p.

427. Hopkin S. Biology of the Springtils (Insecta: Collembola). Oxford, N.Y., Токіо: Oxford University Press, 1997. - 330 p.

428. Straalen van N.M. Evalution of bioindicator systems derived from soil arthropod communities // Applied Soil Ecology. 1998. - V. 9. - № 1 - 3, P. 429 - 437.

429. Buhl K.J., Faerber N.L. Acute toxicity of selected herbicides and surfactants to larvae of the midge Chironomus riparius // Arch. Environ. Contam. Toxicol. -1989.-V. 18.-№4,P. 530 536.

430. Vardia H.K., Rao P.S. Pesticidal effects on Chironomid larvae // Rev. Biol. (Lisb.).- 1986. V. 13.-№ 1 -4, P. 113 - 115.451

431. Johnson W.W., Finley M.T. Handbook of acute toxicity of chemicals to fish and aquatic invertebrates. 1980. Resour. Publ. 137, Fish Wildl Serv., U.S.D.I. Washington: D.C., 1980. -98 p.

432. Folmar L.C., Sanders H.O., Julin A.M. Toxicity of the herbicide glyphosate and several of its formulations to fish and aquatic invertebrates // Arch. Environ. Contain. Toxicol. 1979. - V. 8. - № 3, P. 269 - 278.

433. Mayer F.L.J., Ellersieck M.R. Manual of acute toxicity: interpretation and Data base for 410 chemicals and 66 species of freshwater animals. 1986. Resour. Publ. No. 160, U.S. Dep. Interior, Fish Wildl. Serv. Washington: DC., 1986. - 505 p.

434. Саратовских E.A., Козлова Н.Б., Байкова И.С., Штамм Е.В. Корреляционная зависимость между токсическими свойствами загрязняющих веществ и их константами комплексообразования с АТФ // Химическая физика. 2008.

435. Саратовских Е.А., Штамм Е.В. Козлова Н.Б., Байкова И.С. Биохимические аспекты формирования токсичности ксенобиотиков в отношении гидробио-нтов // Современная химическая физика. Тез. докл. XX Симпозиума 15- 26 сент. 2008 г. Туапсе, 2008. - С. 25.

436. Цветков И.Л., Коничев А.С. Экологическая биохимия гидробионтов. М.: МГОУ, 2006.- 104 с.

437. Svobodova Z., Machova J., Faina R., Kocova A., Kunce P. Acute toxicity of selected pesticides to aquatic organisms // Bui. Vyzk. Ustav Ryb. Hydrobiol. Vod-nany.- 1986.-№1,P. 8-20.452

438. Sun F. Evaluating acute toxicity of pesticides to aquatic organisms: Carp, Mosquito fish and Daphnids II Plant Prot. Bull. / Chih Wu Pao Hu Hsueh Hui Hui K'an. 1987. - V. 29. - № 4. P. 385 - 396.

439. Neskovic N.K., Poleksic V., Elezovic I., Karan V., Budimir M. Biochemical and histopathological effects of glyphosate on Carp, Cyprinus carpio L. II Bull. Environ. Contam. Toxicol. 1996. - V. 56. - № 2, P. 295 - 302.

440. Li G.C., Chen C.Y. Study on the acute toxicities of commonly used pesticides to two kinds offish // K'O Hsueh Fa Chan Yueh K'an. 1981. - V. 9. - № 2, P. 146 -152.

441. Schultz T.W., Applehans F.M., Riggin G.W. Structure-activity relationships of selected pyridines. III. Log Kow analysis // Ecotoxicol. Environ. Saf. 1987. - V. 13. - № 1, P. 76 - 83.

442. Pauli W., Berger S., Schmitz S., Jaskulka L. Chemosensory responses of dilates-. A sensitive end point in xenobiotic hazard assessment // Environ. Toxicol. Water Qual. 1994. - V. 9. - № 4, P. 341 - 346.

443. Pauli W., Berger S., Jaskulka L., Schmitz S. A Case for the inclusion of a Protozoan test in aquatic toxicity assessment using Tetrahymena II Sei. Total Environ. (Suppl.). 1993. P. 779-786.

444. Kawamata M., Kon-Ya K., Miki W. Trigonelline, an antifouling substance isolated from an Octocoral Dendronephthya sp. II Fish. Sei. 1994. - V. 60. - № 4, P. 485 - 486.

445. Okudaira H. Hymexazol, a new plant protecting agent. V. Safety tests // Annu. Rep. Sankyo Res. Lab. (Sankyo Kenkyusho Nempo). 1973. - V. 73. - № 25, P. 48-51.

446. Hessen D.O., Kallqvist T., Abdel-Hamid M.I., Berge D. Effects of pesticides on different Zooplankton Taxa in Mesocosm experiments // Norw. J. Agric. Sei. Suppl.- 1994.-№13, P. 153-161.

447. Clemens H.P., Sneed K.E. Lethal doses of several commercial chemicals for fingerling channel catfish. U.S. Fish Wildl. Serv. Sei. Rep. Fish. No 316, U.S.D.I., -Washington: D.C., 1959. 10 p.

448. Anton F.A., Laborda E., De Ariz M. Acute toxicity of the herbicide glyphosate to fish / Chemosphere. 1994. - V. 28. - № 4, P. 745 - 753.

449. Kuroda K. Lethal effect of pesticides on Saghalien trout fry // Mizu Shori Gi-jutsu (Water Purific. Liquid Wastes Treat.). 1975. - V. 16. - № 5, P. 441 - 448.

450. Grant W.F. Cytogenetic stadies of agricultural chemicals in plants // Genet. Toxicol.: Agr. Perspect. Proc. Symp. Davis, Calif. 1-5 Nov. 1981. New York& L., 1982. - P. 353 - 377.453

451. Niagi G.D.E., Gopalan H.N.B. Mutagenicity testing of herbicides, fungicides and insecticide. I. Chromosome aberrations in Vicia faba II Cytologia. 1981. - V. 46. -№ 1-2, P. 169- 172.

452. Gopalan H.N.B., Niagi G.D.E. Mutagenicity testing of pesticides: III. Droso-phila: russive sexlinked lethals // Genetick. ticks. (USA). 1981. - V. 97. - № I, P. 44.

453. Азатян P.А., Авакян В.А., Мирзоян Г.И. Цитогенетический эффект гербицидов зенкора, базаграна и дифенамида / /Цитология и генетика. 1984. - № 6, С. 460 - 462.

454. Куринный А.И. К проблеме предупреждения генетических последствий применения пестицидов: реальность и необходимость // Цитология и генетика. 1983. - Вып. 17. - № 6, С. 16 - 21.

455. Абилев С.К., Порошенко Г.Г. Ускоренные методы прогнозирования мутагенных и бластогенных свойств химических соединений // Итоги науки и техники. М.: ВИНИТИ, 1986. - Сер. Токсикология. - Т. 14. - 171 с.

456. Саратовских Е.А., Глазер В.М., Кастромина Н.В., Котелевцев С.В. Гено-токсичность пестицидов в тесте Эймса и их способность к образованию комплексов с ДНК // Экологическая генетика. 2007. - Т. 5. - № 3, С.46-55.

457. Ames B.N. The detection of chemical mutagens with enteric bacteria // Chemical Mutagens: Principles and Methods for their detection / Ed. A. Holaender. N.Y.: Plenum Press, 1971. - V. 1, - P. 267 - 282.

458. Ames B.N., Lee F.D., Durston W.E. An improved bacterial test system for the detection and classification of mutagens and carcinogens // Proc. Nat. Acad. Sci., USA. 1973. - V. 70, P. 782 - 786.

459. Фонштейн JI.M., Калинина Л.М., Полухина Г.Н., Абилев С.К., Шапиро А.А. Тест-система оценки мутагенной активности загрязнителей среды на Salmonella (Методическое указание). М.: МГУ, 1977. - 36 с.

460. Kotelevtsev S.V., Stepanova L.I., Glaser V.M., Biomonitoring of Genotoxisity in Coastal Water // Biomonitoring of Coastal Waters and Estuaries / Ed. K.J.M. Kramer. Berlin: CRC Press Inc. 1993. - P. 227 - 245.

461. Дуган A.M., Журков B.C., Абилев C.K. Критерии учета мутагенных эффектов в тесте Эймса // Цитология и генетика. 1990. - Т. 24. - № 6, С. 41 - 45.

462. Сорвачев К.Ф. Биологическая химия. М.: Просвещение, 1970. - С. 142.

463. Гордон П.Ф. Органическая химия красителей. М.:Наука, 1987. - 235 с.

464. Красители для текстильной промышленности: Колористический справочник. М.: Наука, 1971. - 145 с.

465. Иванов В.Б. Активные красители в биологии. М.: Наука, 1982. - 214 с.454

466. Бейли Дж. Аналитическая химия синтетических красителей. JL: Химия, 1979.-475 с.

467. Фёдоров JI.A., Мясоедов Б.Ф. Диоксины: химико-аналитические аспекты проблемы // Успехи химии. 1990. - Т. 59. - вып. 11, с. 1818 - 1866.

468. Предельно-допустимые концентрации вредных веществ в воздухе и воде: Справочник. /Сост. Г.П. Беспамятнов, Ю.А. Кротков. М.: Химия, 1985. -455 с.

469. Санитарные нормы допустимых концентраций химических веществ в почвах САН П. и Н. 42-128-4433-87. М.: Минздрав СССР, 1987. - С. 54.

470. Предельно допустимые концентрации химических веществ в почвах (ПДК). М.: Минздрав СССР, 1985. - 31 с.

471. Штамм Е. В. Кислородзависимые окислительно-восстановительные и фотохимические процессы в природных водах: Дисс. . д-ра хим. наук. -М., 1992.-431 с.

472. Эрнестова J1.C. Кинетический подход к анализу состояния водных экосистем: Дисс. .д-ра хим. наук. Обнинск, 1994. - 328 с.

473. Toxic metals in the atmosphere / Ed. J.O. Nriagu. N.Y.: J.Willey, 1986. - P.355

474. Laval-Martin D., Dubertret D., Calvayrac R. Effect of atrazine and metha-benzthiazuron on oxygen evolution and photosynthetic properties of a Chlorella pyrenoidosa and Euglena gracilis II Plant Sci. Lett. 1977. - V. 10. - № 2, P. 185 -195.

475. Durrieu C., Badreddine I., Daix C. A dialysis system with phytoplankton for monitoring chemical pollution in freshwater ecosystems by alkaline phosphatase assay // J. Appl. ecol. 2003. - V. 15. - № 4, P. 289 - 295.

476. Саневич A.M. Экзометаболиты пресноводных водорослей. Киев: Наукова думка, 1985.- 199 с.

477. Anton F.A., Ariz M., Alia M. Ecotoxic Effects of Four Herbicides (Glyphosate, Alachlor, Chlortoluron and Isoproturon) on the Algae Chlorella pyrenoidosa Chick// Sci.Total Environ. (Suppl.) 1993. P. 845 - 851.

478. Faust M., Altenburger R., Boedeker W., Grimme L.H. Additive Effects of Herbicide Combinations on Aquatic Non-Target Organisms // Sci. Total Environ. (Suppl.) 1993. P. 941 - 951.

479. Саратовских E.A., Штамм E.B., Козлова Н.Б. Фотоокисление 3,6- дихлор-пиколиновой кислоты // Современная химическая физика. Тез. докл. XVI Симп. 20 сент,—1 окт. 2004 г. Туапсе, 2004. - С. 105.

480. Tretyakova N.Y., Lebedev A.T., Petrosyan V.S. Degradative pathways for aqueous chlorination of orcinol // Environ. Sei. Engineer. 1994. - V. 28, P. 606 - 613.

481. Данагулян Г.Г. Перегруппировка Коста-Сагитуллина и другие изомериза-ционные рециклизации пиримидинов. Обзор // Химия гетероцикл. соед. -2005.-№10, С. 1445 1480.

482. Kopperman К., Carlson R.M., Capll R. Aqueous chlorination and ozonation studies. I Structure toxicity correlation of phenolic compounds to Daphnia magna // Chem. Biol. Interaction. 1974. - № 9, P. 245 - 251.

483. Duquet J.P., Dussert P., Mallevialle J., Ficssinger F. Polymerization effects of ozone: applications to the removal of phenolic compounds from industrial waste waters //Water Sci. Technol. 1987. - V. 19, P. 919 - 930.

484. Duquet J.P., Dussert P., Bruchet A., Mallevialle J. The potential use of ozone and peroxidaze for removal of aromatic compounds from water by polymerization // Ozone Sic. Eng. 1986. - V. 8, P. 274 - 260.

485. Саратовских E.A., Козлова Н.Б., Кондратьева T.A. Мониторинг водной среды среднего течения реки Волги // Вода: экология и технология. Мат. ме-ждунар. конгр. 1996 г. Москва, 1996. - Т. И. - С. 443 - 444.

486. Филенко О.Ф. Водная токсикология. М.: МГУ, 1990. - 123 с.

487. Анализ питьевой воды города Казани: Отчёт по хоз. договору с Казанским гор. водоканалом №522/91 (промежуточ.) / ИХФЧ РАН; Руководитель Е.А. Саратовских. Ф.1, оп.1, дело №469, И2212. л.84. Архив ИПХФ РАН. - Черноголовка, 1993. 4.4 - 21 с.