Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Разработка методов определения и изучения роли продуктов активации биохимического цикла кислорода в природных водных экосистемах

ВАК РФ 03.00.29, Охрана живой природы

Автореферат диссертации по теме "Разработка методов определения и изучения роли продуктов активации биохимического цикла кислорода в природных водных экосистемах"

КАЛУЖСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ ПЕДАГОГИЧЕСКИЙ УНИВЕРСИТЕТ ИМ. К.Э.ЦИОЛКОВСКОГО

» и \jzxj На правах рукописи

СЕМЕНОВА Ирина Вениаминовна

РАЗРАБОТКА МЕТОДОВ ОПРЕДЕЛЕНИЯ И ИЗУЧЕНИЯ РОЛИ ПРОДУКТОВ АКТИВАЦИИ БИОХИМИЧЕСКОГО ЦИКЛА КИСЛОРОДА В ПРИРОДНЫХ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМАХ

Специальность 03.00.29 — Охрана живой природы

АВТОРЕФЕРАТ

диссертации на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Калуга — 1998

Работа выполнена в Институте экспериментальной метеорологии Научно-производственного объединения «Тайфун» и в Калужском Государственном педагогическом университете им. К.Э.Циолковского.

Научный руководитель:

доктор химических наук Л. С. ЭРНЕСТОВА

Официальные оппоненты:

доктор биологических паук, профессор В. П. БЕДЕНКО доктор биологических наук Л. В. СЕМЕНЯК

Ведущая организация: Институт биохимической физики им. Н.М.Эмануэля Российской Академии наук.

Защита диссертации состоится 12 марта 1998 г. в 14.00 час. на заседании Диссертационного совета К.113.70.03 в Калужском Государственном педагогическом университете им. К. Э. Циолковского по адресу: 248023, г. Калуга, ул. Ст. Разина, д. 26.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Калужского Государственного педагогического университета им. К- Э. Циолковского.

Автореферат разослан « % » февраля 1998 г.

Ученый секретарь Диссертационного совета, кандидат биологических наук

А. Б. Стрельцов

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность темы. Природная вода - часть сложной системы единого биологического комплекса Земли. По мере усиления хозяйственного использования водных ресурсов все острее ставится проблема сохранения водного объекта как экосистемы в целом, а следовательно и разработка таких критериев и показателей, которые бы позволяли оценивать качество природной водной среды с позиции ее экологического благополучия. При таком подходе предметом наблюдения и контроля становится не только содержание в воде того или иного ингредиента, а возможность оценки водного объекта как среды, в которой обеспечено "нормальное функционирование и воспроизведение основных звеньев" его экологической системы (Правила охраны вод, 1991).

Фундаментальным для жизнедеятельности биологических систем является биохимический цикл кислорода, в результате которого образуются промежуточные активные частицы (АЧ), такие как синглетный кислород (V/>), супероксидный (О/) и гидроксильный (ОН) радикалы и др. (Д.И.Метелица, 1982; И.Фридович, 1979).

В глобальном круговороте вещества и энергии в окружающей среде определяющую роль играет солнечный свет, который участвует не только в процессе фотосинтеза, протекающего с образованием молекулярного кислорода, но и в осуществлении внугриводоемных каталитических и фотохимических окислительно-восстановительных процессов. В результате образуются те же промежуточные активные частицы кислорода, из которых наиболее химически и биологически очень активными являются синглетный кислород и гидроксильные радикалы (O.C.Zafiriou, 1981; Z.Hoigne, 1979). Эти частицы могут оказывать большое влияние на самоочищающую способность и биологическое качество природной воды, как среды обитания водных организмов. Содержание и ОН в природной воде как и в любой кислородзависимой биологической системе должно быть строго физиологически обусловлено (Л.Д.Лукьянова с соавт., 1982). Поэтому разработка методов и технических средств для определения концентрации и

реакционной способности Ул и ОН, а также способов оценки их влияния на биологическое качество водной среды является крайне актуальным для целей и задач экологического гидромониторинга.

Относительный вклад \)г и ОН в процессы самоочищения определяется величиной эффективных констант скорости взаимодействия этих частиц с компонентами природных вод. Такого рода показатели, которые позволяют характеризовать природную водную среду как реакционную систему, называют кинетическими показателями. Влияние содержания АЧ на биологическое качество воды можно оценить с помощью методов биотестирования, используя специальные тест-системы.

Цель и задачи работы. Цель работы - изучение эффективности использования комплексных кинетических и токсикологических показателей для оценки экологического состояния природных вод, как среды обитания водных организмов, и выявления степени влияния на них антропогенной нагрузки.

В соответствии с этим в работе решались следующие задачи:

- разработка новых комплексных кинетических показателей качества природной водной среды и технических средств для их определения;

- разработка нового метода биотестирования природной водной среды;

- оценка чувствительности и информативности новых показателей при анализе экологического состояния водных экосистем;

- апробация разработанных методов и показателей состава и свойств водной среды на природных водных объектах разного типа, подверженных различной степени антропогенной нагрузки.

Научная новизна работы заключается в разработке и практическом обосновании использования новых методов и показателей для оценки экотоксикологического состояния природных водных объектов. Основные результаты работы следующие:

- впервые разработан кинетический метод определения в природной воде стационарной концентрации синглетного кислорода;

- усовершенствован кинетический метод определения в природной воде стационарной концентрации гидроксильных радикалов;

- разработана новая методика определения самоочищающей способности природной воды за счет активных частиц;

- разработан новый метод биотестирования природных и сточных вод, основанный на использовании в качестве тест-системы реакции перекисного окисления липидов липосом (ПОЛ);

- установлены критерии оценки загрязнения водной среды по величине антиокислительной способности природной воды в отношении СШ-радикалов и синглетного кислорода;

- для определения разработанных кинетических показателей и проведения фотохимических исследований в лабораторных условиях создана оригинальная фотохимическая установка карусельного типа с ксеноновой лампой ДКсШ-150 в качестве источника УФ-излучения;

- впервые определены константы скорости взаимодействия синглетного кислорода и ОЯ-радикалов с рядом органических и неорганических загрязняющих веществ антропогенного происхождения;

- в ходе апробации и проверки информативности разработанных показателей на природных водных объектах различного типа установлено, что по величине кинетических и токсикологических показателей можно оценить масштабы влияния антропогенной нагрузки на биологическое качество природной воды и рассчитать самоочищающую способность водной среды за счет активных частиц.

Основные положения, выносимые на защиту. На защиту выносятся:

- новые методы определения в природной воде сверхнизких концентраций продуктов активации биохимического цикла кислорода, таких как синглетный кислород и гидроксильные радикалы;

- новый метод биотестирования природных вод с использованием в качестве тест-системы реакции перекисного окисления липидов липосом;

- результаты апробации разработанных показателей на природных водных объектах разного типа с различной степенью антропогенной нагрузки;

- новая система критериев и классификация экологического состояния природных вод на основе разработанных кинетических и токсикологического показателей.

Практическая значимость работы. Разработанные методики определения комплексных кинетических показателей качества природных вод легли в основу Руководящего документа (РД 52.18.24.83), определяющего порядок выполнения измерений, проведения наблюдений и контроля за качеством природных и сточных вод и классификацию экологического состояния природных водных объектов по содержанию и внутригодовой динамике реакционноспособных продуктов активации кислорода. Руководящий документ рекомендован Росгидрометом для использования в гидрохимических лабораториях, в научно-исследовательской и учебной практике.

Разработанная методика биотестирования природных вод легла в основу Руководящего документа, который в настоящее время проходит метрологическую аттестацию.

Для определения кинетических показателей создана действующая модель карусельной фотохимической установки с источником УФ-излучения -лампой ДКсШ-150.

Апробация работы. Основные результаты работы были доложены на III Международной школе по экологической химии водной среды (Алма-Ата, 1990), Научном семинаре "Экология АЭС" (Одесса, 1991), Международном симпозиуме "Гидрохимия, 1993" (Ростов-на-Дону, 1993), II научно-практической конференции "Человек в зеркале современной географии" (Смг-тенек, 1996), XVIII Конференции придунайских стран по гидрологическим прогнозам и гидрологическим основам водного хозяйства (Грац, Австрия, 1996-)

Публикация результатов. Результаты диссертации опубликованы в 19 научных работах. ,

Объем и структура диссертации. Диссертационная работа состоит из введения, литературного обзора (глава 1), трех экспериментальных глав (глава 2-4), выводов, списка литературы. Работа изложена на 235 страницах машинописного текста, содержит 38 рисунков и 28 таблиц. Список литературы состоит из 216 источников, из них 91 зарубежный.

I. МЕТОДЫ ОЦЕНКИ КАЧЕСТВА ПРИРОДНЫХ ВОД И РОЛЬ АКТИВНЫХ ФОРМ КИСЛОРОДА В ФОРМИРОВАНИИ ИХ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ

(литературный обзор)

Из образующихся при протекании каталитических и фотохимических внутриводоемных процессов промежуточных продуктов активации кислорода наибольший интерес для химии природных вод представляет содержание и распространение в них синглетного кислорода ('(Л) и гидроксильных радикалов (ОН). Измерения содержания этих компонентов в природных водах были сделаны в конце 70-х - начале 80-х годов независимо американскими и российскими исследователями (O.C.Zafiriou, 1977, 1981; R.G.-Zepp, 1977; Z.Hoigne, 1979; T.Mill, 1980; Ю.И.Скурлатов, 1983; Л.С.Эрнестова, 1987). Было найдено, что стационарная концентрация синглетного кислорода в природных водах варьирует в диапазоне !0"ь -

10'12 М, а гидроксильных радикалов - Ю"17 - 10'" М. Эти данные позволяют

I

считать, что вклад названных частиц в самоочищение природной водной среды может быть достаточно значимым. Однако до начала наших исследований практически отсутствовали доступные и чувствительные методы определения стационарных концентраций U)i и О/У-радикалов в природных водах, пригодные для массового применения.

Аналогичные активные частицы (АЧ) образуются в процессе нормальной жизнедеятельности практически всех кислородзависимых биологических систем (Д.И.Метелица, 1982; N.A.Pryor, 1978 и др.). Показана высокая токсичность этих частиц как in vivo, так и in vitro, причем наиболее ярко она проявляется на субклеточном и клеточном уровнях (И.Фридович, 1979; Д.И.Метелица, 1984; Б.И.Тарусов, 1960; Л.Д.Лукьянова с соавт., 1979). Одним из наиболее выраженных эффектов действия АЧ на биомолекулы является активация процессов перекисного окисления фосфолипидов мембран (ПОЛ) (Ю.А.Владимиров, А.И.Арчаков, 1980). Следовательно, разработка способа определения влияния состава природных вод на протекание- реакции ПОЛ (in vitro) может быть чувствительным и

информативным методом оценки отклика биотической составляющей на интенсивность внутриводоемных процессов с участием АЧ.

2. МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ, ОБОРУДОВАНИЕ И РЕАКТИВЫ ДЛЯ ПРОВЕДЕНИЯ ФОТОХИМИЧЕСКИХ ИЗМЕРЕНИЙ

Выбор модельного (тестового) вещества.

Для определения кинетических параметров скорости трансформации загрязняющих веществ (ЗВ) при взаимодействии с активными частицами в качестве модельного (тестового) соединения был выбран краситель 4-нитрозо-Л',Д'-диметилаиилин (ПНДМА), который известен как специфический акцептор ОА/-радикалов (ГКгаЩк, 1968), обладающий высоким коэффициентом экстинкции в видимой области спектра (е = 3,4-104 М"'см"' при >1=440 нм), а продуктом его окислительно-восстановительной деструкции является бесцветное, нереакционноспособное димерное соединение.

Было изучен^ мешающее влияние на кинетику обесцвечивания ПНДМА других промежуточных активных частиц, которые также образуются в естественных условиях в природных водах. Прежде всего это касается сольватированного электрона (еач~), синглетного кислорода ('б>2) и супероксидного ион-радикала {()■{)■ Проведенные нами исследования с использованием методов импульсного радиолиза и фотолиза показали, что вклад еач~ и (){ в кинетику обесцвечивания ПНДМА незначителен, а вклад 'Ог может быть сравним с вкладом ОЯ-радикалов (Л.С.Эрнестова и И.В.Семенова, 1994).

Поскольку в литературе отсутствуют данные о кинетических характеристиках взаимодействия ПНДМА с синглетным кислородом в водной среде, то были проведены эксперименты по измерению бимолекулярной константы скорости взаимодействия ПНДМА с '02 (¿пндма,'£>,)• ПРИ этом использовался метод конкурентного взаимодействия '<?2 с ПНДМА в присутствии добавок веществ с известными константами скорости взаимодействия - азида натрии (^азы = 5-108 М 'с'1), имидазола

(¿им =1,5-10я М"'с"') и гистидина (¿Гс =5,4-¡О9 М"'с"'). Было найдено, что величина Ащщмл.' О, близка к диффузионной и составляет (1,0 ±0,3)-101" М''с"'.

Используя эту же методику были получены значения бимолекулярных констант скорости взаимодействия ОЯ-радикалов (к,дц) с рядом органических соединений и неорганических ионов, которые присутствуют в природных водах. Значения к,,дн для некоторых из соединений таких как пирокатехин, хлорсульфурон, у-ГХЦГ, 2,4-Э, и др. были получены впервые, что представляет самостоятельный интерес не только для химии природных вод, но и для физической химии органических соединений.

Оборудование и методы фотохимических измерений.

При изучении протекания фотохимических процессов под влиянием солнечного света опыты проводили в кварцевых пробирках в период с 10 до 14 часов, когда УФ составляющая солнечного излучения примерно постоянна. Учет естественного суточного и сезонного варьирования солнечного излучения проводили при использовании "химических актинометров" по известным из литературы методикам (Л.С.Эрнестова с соавт., 1985; Г.О.Беккер, 1976).

Для проведения фотохимических исследований в лабораторных условиях нами совместно с ИАТЭ (г.Обнинск) была создана специальная фотохимическоя установка. Для этого были изучены возможности использования в качестве источника УФ-излучения дуговой ксеноновой лампы ДКсШ-150, кварцевой галогенной лампы КГМ 24-150 и ртутной лампы ДРК-120. Были получены спектры излучения и рассчитаны энергии излучения используемых ламп в диапазоне длин волн 250-345 нм. Было проведено сравнение воздействия искусственных источников УФ-излучения (ламп ДКсШ-150, КГМ 24-150 и ДРК-120) и солнечного света на скорость протекания тестовой реакции (обесцвечивание красителя ПНДМА при фотолизе пероксида водорода). Оказалось, что из изученных источников УФ-излучения только в случае использования лампы ДКсШ-150 эффективная константа фотохимической трансформации ПНДМА близка к результатам, полученным под воздействием солнечного излучения. Поэтому при разработке фотохимической установки карусельного типа в качестве

источника УФ-излучения была взята ксеноновая лампа ДКсШ-150. Это позволило получать в лабораторных условиях кинетические характеристики фотохимических процессов, соответствующие тем, которые можно ожидать в естественных условиях.

3. МЕТОДИКИ ОПРЕДЕЛЕНИЯ КОМПЛЕКСНЫХ КИНЕТИЧЕСКИХ И ТОКСИКОЛОГИЧЕСКИХ ПОКАЗАТЕЛЕЙ ДЛЯ ОЦЕНКИ КАЧЕСТВА ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

Прямые измерения большинства активных промежуточных частиц практически невозможны, поэтому для определения их стационарных концентраций в природных водах используют косвенные кинетические методы. Так стационарную концентрацию изученных активных частиц ([/?,].,, Л, =ОН, УЛ) мы предложили определять из соотношения двух кинетических характеристик - скорости их инициирования (Щ.к) и эффективной константы гибели или антиокислитнльной способности воды (РД 52.18.24.83-89):

■ 0>

Методика определения скорости инициирования Ш/-радикалов.

Скорость инициирования (^//-радикалов в природной воде в результате протекания фотохимических процессов (фотохимический канал инициирования (И^)) определяли по обесцвечиванию красителя ПН ДМ А в нативной пробе воды под действием инсоляции. При этом суммарный вклад темновых процессов (биотический канал инициирования {У/^ь,,)) оценивали по обесцвечиванию красителя ПНДМА в темновых условиях при комнатной температуре. В ходе эксперимента следили за кинетикой обесцвечивания ПНДМА по поглощению света реакционной смесью при Л=440 нм в фиксированные моменты времени (рис.1). Время реакции при солнечном облучении составляет Дг),!.-0,5-1,0 ч., а в темновых условиях - ДТ(/,ю) ~ 5-24 ч. Величину И^-.ацам) рассчитываем по формуле:

м.

If- Дг

■3.6-10''

-. М-с'

(2)

где А Я/,„/„„| - разность оптической плотности раствора природной воды (ПВ) в начале и конце светового (темнового) опыта: I - толщина кюветы, см; ¿-3,4-104 М"'см"' - коэффициент молярной экстинкции ПНДМА: Л г/,,,/,,,,, - время экспозиции раствора ПВ, час.

Л-i-iri

0.25

0.20

0,15

Рис I. Кинетика обесцвечивания ПНДМА в природной воде (р Волга) в темновых условиях (1.2) и при фотолизе (3,4)' 2 - в воде, фильтрованной через мембранный фильтр 00,22 мкм; 4 - в присутствии нитроксильного радикала ДПДО

.0 1 2 3 t.-iac

Суммарная погрешность определения IV,о// 0,95) на уровне минимального определения составляет ±50 % и не превышает ±20 % при более высоких значениях.

Для выявления вклада процессов фотохимического, каталитического и биохимического инициирования ()//-радикапов в кинетику обесцвечивания ПНДМА были проведены специальные эксперименты.

Вклад биотической составляющей (IV, ы„) оценивали путем сравнения скорости трансформации ПНДМА в нативной и фильтрованной через мембранный фильтр 0 0,45 или 0 0,22 мкм пробе воды (рис.1). В этом плане интересны результаты натурных наблюдений. Оказалось, что в зависимости от степени евтрофирования водоема (и/или содержания биомассы водорослей) вклад биотической составляющей меняется от незначительного (родниковая вода) до ведущего (р.Волга, летняя межень). Оцененная таким образом величина И'¡,днм> на разных водных объектах может варьировать от 10"12 до 10~ч М-с'1, в среднем составляя -3-10'" М-с"1.

Оценка мешающего влияния на определение IV, 6н фоточувствительных компонентов природных вод, таких как нитрат-ионы, пероксид водорода и др. была проведена на основании выявления вклада фотохимической

составляющей (И-',,«///„■) в скорость инициирования (Ш-радикалов в пробах природной воды из разных водных объектов. Было установлено, что присутствие этих ингредиентов может увеличивать скорость обесцвечивания ПНДМА в 1-100 раз (рис. I). Так как фильтрование пробы воды практически не влияло на скорость трансформации ПНДМА под действием инсоляции, то скорость фотохимического инициирования в водной среде С№радикалов может быть определена по скорости обесцвечивания ПНДМА при фотолизе нефильтрованной пробы воды; эта скорость в среднем составляет ~ 10"' М-с1.

Методика определения скорости инициирования синглетного кислорода. Скорость инициирования синглетного кислорода (И7, ч; ) определяли по скорости обесцвечивания красителя ПНДМА при фотолизе пробы воды в присутствии добавок нитроксильного радикала 2,2,5,5-тетраметил-2,5-дигидропиразин-1,4-диоксид (ДПДО) - эффективного акцептора (^//-радикалов (рис.1). Величину IV,/о определяем из выражения:

№ =-^-, Мс1, (3)

''" /•¿■•-Дг,„-3,б-10'

где Л Ы/п- разность оптической плотности раствора ПВ в начале и в конце светового опыта; I - толщина кюветы, см; £=3,4-104 М"'см"' - коэффициент молярной экстинкции ПНДМА; А время экспозиции раствора ПВ, час.

Оцененная таким образом на разных водных объектах величина IV,1 о может изменяться от 10'" до и-10'"' М с"1.

Методика определения антиокислительной способности природной воды в отношении ОН- радикалов (Ък^дн

Метод основан на сравнении скорости обесцвечивания красителя ПНДМА под действием гидроксильных радикалов в дистиллированной воде в отсутствии и в присутствии добавок природной воды. Инициирование ОН-радикалов осуществляли при фотолизе пероксида водорода под действием солнечного света или при использовании искусственных источников УФ-излучения.

В дистиллированной воде . при условии, что Агпндма[ПНДМА] > кн о [НгОг] скорость обесцвечивания красителя ( ^пндмакв) совпадает со

скоростью инициирования О/У-радикалов. В природной воде с образующимися (///-радикалами кроме красителя ПНДМА конкурентным образом взаимодействуют природные "ловушки" радикалов, что приводит к снижению скорости обесцвечивания красителя (рис.2).

Рис.2. Способ определения антиокислительной способности водной среды в отношении Ш-радикалов, [ПНДМА],, = 5-Ю"6 М, [Н202] =10"'М:

а) на солнечном свету: 1 - дистиллированная вода с добавкой Н202; 2 - природная вода (р.Волга) без добавки Н202; 3 - природная вода (р.Волга) с добавкой Н202, п=2;

б) с использованием ксеноновой лампы ДКсШ-150: 1 - дистиллированная вода с добавкой Н2О2; 2 - природная вода (р.Протва) без добавки Н2Ог; 3 - природная вода (р.Протва) с добавкой Н202,11=4,

Учет мешающего влияния при определении фоточувствительных компонентов природных вод (соединений азота, комплексов железа и др.) осуществляли при одновременном облучении растворов природной воды в отсутствии и в присутствии добавки в нее

пероксида водорода. Величину антиокислительной способности (ЕА:,.о//[й.оя], с"1) вычисляем по формуле:

1>у«1 =

где дл„„1кв(пв) и ДЛ0КВ(ПВ) = 1 /т ЦАн-А^о,™^ - среднее арифметическое значение разностей оптических плотностей растворов КВ и ПВ в начале и в конце светового опыта в присутствии (Л„Л) и в отсутствии (Аа) пероксида водорода; п - степень разбавления растворов; т - количество повторностей; ^пндма = 1,3-1010 М"'с"' - бимолекулярная константа скорости взаимодействия красителя с ОЯ-радикалами; [ПНДМА] - концентрация красителя, М.

Чувствительность метода определения параметра Ясмн^он] составляет 1-103 с*1. Суммарная погрешность определения равна +20 % при Р=0,95. •

Так как размерность и физический смысл параметра антиокислительной способности позволяют трактовать его как эффективную константу скорости гибели ОЯ-радикалов в природной воде (кон.зфф), то, подставляя типичные для ^пресных вод значения 1¥,,он ~ 3-10 " М-с"1 и ~ Ю5 с"1, получаем независимую усредненную оценку стационарной концентрации ОН -радикалов [ОН\; ~ 310"16 М.

Зная константу скорости взаимодействия того или иного ЗВ (/',) с ОН -радикалами {^¿н), можно оценить эффективную константу скорости его радикальной трансформации в природной водной среде (кр):

кр = кон ■ {ОЩ, ■ (5)

При типичных значениях ки>ц «109 М"'с'' и [ОЯ]5~ 3-Ю"16 М, характерное время трансформации ЗВ под воздействием ОЯ-радикалов может составлять от нескольких месяцев до нескольких дней. При фотохимическом способе инициирования ОЯ-радикалов [ОН]., может возрастать до 10"14 М. В этом случае период трансформации загрязняющего вещества только за счет окисления под действием ОЯ-радикалов может сократиться до одних суток.

\

(АА,л-моу

'П К ПНДМА •[ПНДМА],

(4)

Методика определения антиокнслителыши способности природной воды в отношении синглетного кислорода (1А/, о |Л',. о |)

Для определения Т.к, <о [.V, 'о ] вышеизложенная методика определения 2А',/>п] была модифицирована. Инициирование ]()1 осуществляли при фотолизе красителя бенгальского розового (БР). рН- 7±0.2. В качестве конкурентного акцептора образующегося '(Л также использовали краситель ПНДМА. Однако, в этом случае следует учитывать и возможность тушения образующегося 'СЛ водой 2-105 с"1). Вели чину Ък, •() [.V, >о ] рассчитываем по формуле:

(ц, - ад,)"

■»■к,. _ (6)

(ДЛ„. -ЛД,)"'

= Мт 1(/),,-/4к)ы' (о)к"""" - среднее арифметическое значение разностей оптических плотностей растворов КВ и ПВ в начале и в конце светового опыта в присутствии (/)i;i>) и в отсутствии (Л,,) бенгальского розового; п - степень разбавления растворов; m - количество повторностей; к,)- константа скорости тушения U)i водой, с"'.

Оценка степени загрязнения природных вод.

Кроме оценки реакционной способности водной среды к самоочищению за счет образования в ней ОН-радикалов и синглетного кислорода величину антиокислительной способности природной воды в отношении этих активных частиц можно также рассматривать в качестве самостоятельных показателей загрязненности воды органическими веществами. Действительно, полагая kifll ~ 109 М'с' (А.К.Пикаев, С.А.Кабакчи, 1982; F.Wikinson, S.G.Brummer, 1970), получаем оценку эффективной концентрации таких соединений

l[.V,, 10" I*,, [.V, ]. (7)

При этом по величине можно оценить суммарную загрязненность

воды неспецифическими органическими ЗВ, а по величине Di, хо [Л',1 о ] -загрязненность воды специфическими органическими соединениями, например, полициклическими ароматическими углеводородами, аминосодержащими соединениями и др.

С учетом, действующих нормативных требований полученное выражение позволяет классифицировать качество природных вод по измеренным значениям величины IA,.r)//[.S',.<)//]• при Zk,.<)//[.S',.rV/] < 3-104 с"1 водную среду классифицируют как чистую, при 3104 < Zkl()ii[S, ()//] < 310" с'1 - как загрязненную с выраженными признаками нарушения в •экологическом благополучии, а при Zk,i)u[S,oii] < 10'' с"' - как-экологически неблагополучную с сильно загрязненной водной средой.

Не менее интересной является информация по величине антиокислительной способности природной воды по отношению к синглетному кислороду. Судя по измеренной величине Zk, 'о [.V, 1 о ] концентрация специфических акцепторов '()2 в природных водах может достигать 10"4 М. Такая высокая концентрация S[.S', 1 о ] может быть обусловлена повышенным содержанием аминов (специфических акцепторов [()г), в частности аминокислот, которые могут образоваться в водной среде в больших количествах как ответная реакция биоценоза на антропогенную нагрузку.

Методика определения самоочищашщен способности природных вод.

Если принять предположение, что вклад свободно-радикальных процессов с участием синглетного кислорода и гидроксильных радикалов в самоочищение природных вод может быть значительным, то реакцию обесцвечивания красителя ПНДМА, как модельного ЗВ, в темновых условиях можно использовать для нижней оценки самоочищающей способности природной воды (ССПВ), которую мы определяли по формуле:

, (8)

еЛГ-1

где СС - самоочищающая способность природной воды, гл 'ч"1; Ан и А* -оптические плотности пробы воды в начале и конце, экспозиции; М = 150 -молекулярный вес красителя ПНДМА, г; е= 3,4-104 - коэффициент молярной экстинкции красителя ПНДМА, М"'см"'; Дг - время ? гспонирования пробы, час; / - толщина кюветы, см.

В результате проведенных исследований найдено, что ССПВ может изменяться в широких пределах в зависимости от степени загрязненности

воды. Так, С.С чистых вод составляет 10"'' - 10"5 г л"'ч"', и диапазон колебаний не превышает ± 50 % от некоторого среднего уровня, который сформировался под действием метеорологических, гидрофизических, гидрохимических и других факторов. Для грязных вод эта величина обычно превышает 5-1гл"'ч"', а диапазон среднегодовых колебаний может достигать ±1000 %.

Результаты исследования экологического состояния ряда водных объектов, различающихся по трофическому статусу, показали, что сравнительный анализ ССПВ на различных участках водного объекта может выявить неизвестный источник поступления ЗВ.

Методика биотестнрования природных вод.

Методы биотестирования предназначены для оценки отклика гидробиоценоза на изменение качества среды обитания, поэтому при разработке нового метода биотестирования мы руководствовались предположением о наиболее вероятной при этом форме отклика биологических систем.

Поражение клеточных мембран лежит в основе токсического действия на организм многих повреждающих химических и физических факторов, а нарушение стабильности мембранных структур во многом определяется процессами перекисного окисления фосфолипидов мембран (ПОЛ). Так как в природной воде, как и в биологических мембранах клетки содержатся все необходимые компоненты для регулирования свободнорадикального процесса окисления липидов, то величину скорости ПОЛ в нативной пробе природной воды можно использовать как чувствительную тест-систему для оценки отклика биотической составляющей природных вод на интенсивность и сбалансированность внутриводоемных процессов с участием активных частиц. Такая система была разработана нами совместно с сотрудниками лаборатории молекулярной и клеточной радиобиологии Медицинского радиологического научного центра (МРНЦ РАМН).

За основу предложенного метода был взят известный в биохимии метод определение скорости ПОЛ по накоплению конечного продукта перекисного окисления - малонового диальдегида (МДА) с помощью тиобарбитуровой

кислоты (Ю.А.Владимиров, А.И.Арчаков, 1977), который был модифицирован нами для анализа воздействия нативных природных и сточных вод.

В ходе определения готовили инкубационную смесь, содержащую пробу природной воды, 1.0 мг/мл фосфолипида (лецитин) и 5.0 мМ трис-малеатного буфера (рН 6.3-6.4). Для инициирования реакции перекисного окисления в инкубационную смесь добавляли раствор прооксидантов, конечная концентрация которых должна составлять 5.0 мкМ /гс(11) и 50,0 мкМ аскорбиновой кислоты. Смесь инкубировали при комнатной температуре в течение 20 мин. при постоянном встряхивании сосудов. В качестве контроля использовали бидистиллированную воду.

В начале и по окончании времени реакции из инкубационных смесей отбирали пробы объемом 0.5 мл, в которых определяли исходное и образовавшееся колическтво ТБК-продуктов.

Оптическую плотность полученных растворов определяли на спектрофотометре при длине волны Я=532 нм относительно холостой пробы, приготовленной на бидистиллированной воде и не содержащей липидный материал.

Интенсивность перекисного окисления в тестируемой водной среде определяем как отношение разности оптических плотностей растворов в конце и начале опыта в природной и контрольной воде. Результат выражаем в относительных единицах (%):

^{^г100' (9)

где А„, Ак - оптическая плотность растворов в начале и конце опыта для контрольной (КВ) и природной (ПВ) воды соответственно.

Минимальная определяемая величина интенсивности ПОЛ составляет 5 %. Суммарная-погрешность определения интенсивности ПОЛ на уровне минимального значения составляет +20 %.

Разработанная нами методика была апробирована при комплексных обследованиях водных объектов, различающихся по трофическому статусу. Оказалось, что при экологическом благополучии водного объекта водная

среда не влияет на ПОЛ (/и<1, составляет 100+20 %). В присутствии выраженных антропогенных воздействии водная среда может обладать как прооксидантными (/„„, > 100 %) так и антиоксидантными (/„„, : 80 %) свойствами.

На основании предложенного метода был разработан Руководяший документ "Методика определения биологической полноценности природных и сточных вод по реакции перекисного окисления липидов липосом". который получил положительные отзывы от большого числа лабораторий, занимающихся разработкой и использованием методов биотестирования.

4. ПРИМЕРЫ ИС ПОЛЬЗОВАНИЯ НОВЫХ МЕТОДОВ И ПОКАЗАТЕЛЕЙ ПРИ ОЦЕНКЕ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ПРИРОДНЫХ ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ

Апробация разработанных показателей была проведена на природных водных объектах различного типа - от крупных до малых, расположенных в различных почвенно-климатических зонах и подверженных антропогенной нагрузке различной интенсивности. Из крупных водотоков изучена р.Волга. Из рек, относящихся к среднему типу, многолетние систематические исследования были проведены на р.Угре и р.Протве, а из малых водотоков изучена р.Шаня - приток р.Угры.

Для сравнительного анализа информативности и чувствительности разработанных кинетических и токсикологических показателей при оценке состояния природных водных объектов определялись показатели состава водной среды, традиционно входящие в перечень ингредиентов контролируемых ОГСНК (Общегосударственная система наблюдения и контроля за качеством вод), а в ряде случаев спектр определяемых ЗВ существенно расширялся.

Реки Угра и Протва. Вода рек Угры и Протвы относится к II типу гидрокарбонатного класса группы кальция со средним уровнем минерализации и нормальным кислородным режимом. Однако в .отличии от р.Угры р.Протва подвержена большей антропогенной нагрузке.

Многолетние натурные наблюдения на р.Протве и р.Угре за изменением кинетических показателей выявили, что из путей инициирования гидроксильных радикалов наиболее эффективен фотохимический (W,onjn.) Значения скорости этого процесса изменяются в диапазоне от 10"'2 до 510""' М-с при наибольшей повторяемости значений -10"'" М-с"1. Пространственная неоднородность распределения W, ói/m выражена слабо.

Скрость биотического канала инициирования OW-радикалов ( IK//i/,i:„,) в р.Угре и на условно фоновых участках р.Протвы на порядок меньше - от 0,МО'" до 2,8-10"" Мс"1. Однако среднее значение показателя WL()n.hm Для р.Угры (0,910"" М с"1) в два раза меньше, чем для р.Протвы (1,810 м М с"1), отклонение от среднего уровня составляет ±70 %. В летнюю межень этот показатель выше, чем в зимнюю, что отражает естественное развитие внутриводоемных биохимических процессов.

В отличии от воды р.Угры, где пространственная неоднородность показателя W¡/)цы„ выражена слабо (рис.3), пространственное распределение Wi.üh.wo в воде р.Протвы выражено более ярко, особенно в период половодья (рис.4). На выпуске сточных вод г.Обнинска (после стадии хлорирования) биотический канал инициирования ОЯ-радикалов полностью подавлен, следовательно величина ^он.ыо сточных вод может отражать степень их загрязнения микрофлорой. Увеличение среднего значения W,/)n.bio в створе достаточного перемешивания р.Протвы (> 2-10"" М с"1) и ниже по течению (диапазон внутригодового колебания возрастает до ±300 %) может являться признаком интенсификации процессов евтрофирования водотока в связи с повышенным содержанием в них биогенных элементов.

Антиокислительная способности водной I среды в отношении ON-радикалов (Тк,(')и^,0ц\) в р.Угре и на условно-фоновом участке р.Протвы в среднем составляет ~105 с"1 с варьированием между экстремальными значениями от 2-Ю4 до 2,6-105 с"1. При таких значениях этого показателя водная среда классифицируется как загрязненная (РД 52.18.24.83-89). Динамика изменения этого показателя в течение года свидетельствует, что он отражает закономерности естественных процессов формирования состава

Рис.3. Диаграмма изменения кинетических показателей в р.Угре в период летней межени (1992 г.)' 1 - Щу,,,; 2- .,;„]; 3 - [ОН],.

Рис 4. Диаграмма изменения кинетических показателей в р.Протве в период половодья (1990 г.): 1 - IV,дн, 2- ¿*,.,>„[Л'„;Н]; 3 - [Ш]„

воды. Внутригодовые колебания величины г)/;'] от среднего уровня

для р.Угры не превышают ±50 %. Следовательно, самоочищающая способность воды За счет ОН-радикалов является достаточно устойчивой кинетической характеристикой водного биоценоза.

Пространственное распределение величины Uc¡¿h[Si.óh] в в°Де р.Угры выражено слабо (рис.3), а в р.Протве свидетельствует о заметном влиянии техногенных потоков (рис.4). Так выпуск очищенных и неочищенных сточных вод приводит к формированию 2-5 км зоны речной воды с повышенными значениями этого показателя (>105 с"1).

Рассчитанные значения стационарной концентрации ОН-радикалов в воде р.Угры и р.Протвы варьируют в диапазоне от 3-10"17 {[ОН]ы0) до 310'15 ([OH]hv) М, при среднем значении [OH]s равном (3-5)-10"16 М, что является нормой в биогеохимическом цикле кислорода в пресноводных экосистемах (Л.С.Эрнестова, 1995).

Токсикологический анализ вод р.Угры и р.Протвы на клеточном (по интенсивности ПОЛ) и организменном (с помощью рачка Daphnia magna) уровнях показал, что на всем исследованном участке р.Угры водная среда не проявляла острой токсичности, а интенсивность ПОЛ была близка к норме (80 %< /ПОл 120 %). Следовательно, воду р.Угры можно классифицировать как биологически полноценную для гидробиоценоза.

Биотестирование воды р.Протвы в районе выпуска стопных вод г.Обнинска показало, что она проявляет выраженную антиокислительную активность (/ПОл<80 %) и степень выраженности этого эффекта коррелирует с выживаемостью рачков Daphnia magna (И.В.Семенова с соавт., 1997). Изучение взаимосвязи величины как показателя,

характеризующего суммарный уровень загрязнения воды, и данных биотестирования выявило, что она носит экспоненциальный характер (рис.5): до величины T.k, ói¡[Sl (')i/] < 10s с"1 величина /пол изменяется незначительно. В этом случае воду можно считать не токсичной или слабо токсичной, проявляющей слабую антиокислительную активность. При увеличении уровня загрязнения по показателю ЗД.шЬЧш] до 3-105 с"1 величина /[кш

снижается в 1,5-2 раза и воду р.Протвы можно классифицировать как токсичную. При величине I¿,.r5//[.S',.<)//] > 3-1с"1 величина /„„, < 20 %. Это свидетельствует о высоко токсичной водной среде, что дополнительно подтверждается результатами ее биотестирования с помощью Daplinia magna, выживаемость которых в этом случае не превышала 5 часов.

Рис.5. Взаимосвязь величины антиокислительиой способности воды р Протвы (£А,.(3//[Л',.«//]) с результатами биотестирования на организменном (а) и клеточном (б) уровнях.

Корреляционный анализ результатов одновременного определения величины и /„,., показал, что при 1А',.(3//['Ч.№/] > ЗЮ" с~'

коэффициент корреляции между ними больше 0,9. Это свидетельствует, что начиная с некоторого порогового уровня величины антиокислительной способности водной среды можно не только определить уровень

загрязнения природной воды, но и оценить ее биологическое качество.

Река Волга. Изучение экологического состояния р.Волги было проведено в ее Верхней (от г.Твери до г.Нижнего Новгорода) и Нижней (от г.Саратова до г.Астрахани) части.

Вода р.Волги на всем ее протяжении принадлежит к гидрокарбонатному классу II типа (группа кальция). Воды р.Волги в ее верховьях маломинерализованы (<100 мг/л), далее минерализация постепенно возрастает до средней (<500 мг/л). В период наших исследований на Верхней и Нижней Волге значения гидрохимических показателей качества воды были близки к многолетним; превышение ПДК наблюдалось только по минеральным формам азота (ЛТ//, Л'С){).

Исследования с использованием кинетических показателей выявили, что процессы фотохимического инициирования свободных радикалов являются ведущими на всем изученном участке Верхней Волги (Щ.тм > Wi.oH.ho)- Однако, если Wi.on.hv величина достаточно постоянная (~],610111 М-с"'), то величина №,.с>н.ь<о изменяется в широких пределах: от 1,410'12 до 3,710"" М-с"1 (рис.6). На участке от г.Твери до г.Ярославля величина И7, (}///„„ меняется незначительно (И;,,он.ью < 1,310'" Мс'1). В тоже время величина антиокислительной способности водной среды, характеризующая уровень суммарного загрязнения воды, резко возрастает в районе Химкинского водохранилища (£/:,/}/;[.Ь',о//]>1,0-105 с"1). Однако стационарная концентрация гидроксильных радикалов поддерживается на уровне {()Н\уЬ,„ > 3-Ю'16 М, [ОН\,.!,у >2-10'15 М. Биотестирование проб воды с использованием реакции ПОЛ показало, что на участке от г.Твери до г.Ярославля водная среда проявляет слабые антиоксидантные свойства (/пол < 80 %). Это свидетельствует, что вода на этом участке р.Волги удовлетворительного качества по ее влиянию на ПОЛ.

Рис.6. Диаграмма изменения кинетических показателей на Верхней Волге в начале летней межени (1993 г.). 1 - \У,бн; 2- Ек,.,,,,^,.,»,]. 3 - [ОН],.

В районе г.Ярославля скорость инициирования гидроксильиых радикалов возрасла (см.рис.6). Это привело к интенсификации процессов свободно-радикального самоочищения волжской воды, величина 5Ж.да['Ч,()//] уменьшилась до <!05 с"1. Стационарная концентрация ОН- радикалов ([(Щ,м) возросла до 3-10" М ([ОЯ],*„> в ряде проб > 3-10""' М). Результаты биотестирования показали, что почти во всех пробах воды на участке от г.Ярославля до г.Нижнего Новгорода вода проявляет прооксидантные свойства (/мол > 100 %), что является признаком ухудшения биологического качества природной воды (Л.С.Эрнестова, 1995; И.В.Семенова и др., 1997).

На изученном участке Нижней Волги и Волго-Ахтубинской поймы фотохимический канал инициирования с)Я-радикалов является ведущим (Wi.dn.hv > »//>«), однако здесь мы столкнулись с явлением, когда в начале июля величина ¡К.дп.ью начала быстро возрастать вплоть до выхода биотического канала инициирования ОН-радикалов на доминирующее положение. Величина антиокислительной способности водной среды .м], которая, в основном, составляла и-103 с"1, в это время находилась на пределе чувствительности метода (<3104 с'1), а стационарная

концентрация ^//-радикалов ([ОЩ.фо) в среднем была выше 3-10"16 М, достигая в ряде проб 10"15 М. Результаты биотестирования показали, что в этих пробах воды интенсивность ПОЛ превышала 200 % (высокая прооксидантная активность). Интересно отметить, что период неустойчивого фона по первичным продуктам активации кислорода совпал с началом и развитием острой экотоксикологической ситуации на р.Волге - гибелью личинок осетровых рыб и взрослых особей. При этом у погибших личинок, как правило, обнаруживалось нарушение именно липидного обмена (И.Е.Мороз, 1988). Следовательно, высокая концентрация ОЯ-радикалов, являясь благоприятным фактором для самоочищения водной среды, может оказаться губительной для гидробиоценоза. Вероятно, стационарная концентрация ОЯ-радикалов порядка 3-Ю"'6 М является физиологически безопасной нормой в пресноводных экосистемах.

Таким образом, водную среду р.Волги можно характеризовать от слабо-загрязненной, биолоУически полноценной для гидробиоценоза в ее верховьях до грязной с выраженными признаками нарушения в ее биологическом качестве в нижней части.

Проверка информативности разработанных кинетических показателей для целей и задач системы наблюдения и контроля за качеством вод была проведена с помощью анализа данных многолетних исследований на реках Угра и Протва с использованием статистических методов (Д.Химмельблау, 1972; А.М.Никаноров, С.С.Циркунов, 1985). Результаты статистической обработки фондовых материалов для рек Угры и Протвы показали, что наибольший вклад антропогенная составляющая вносит по хлорид- (СГ) и сульфат-ионам (ЛУЛ2'). но лпя р.Протвы темпы роста концентраций этих ионов были значительно выше. Максимальный рост концентраций указанных ионов пришелся на период 1960-75 гг., что, по-видимому, связано с интенсивным освоением территорий в их бассейнах,чю ПДК для этих ионов ни разу не были превышены. В настоящее время темпьг роста концентраций, ('Г и ЯО?- существенно замедлились.

Статистическому анализу были подвергнуты и данные наших исследований на различных водных объктах по гидрохимическим,

кинетическим и токсикологическим показателям. Было установлено, что во всех случаях в качестве главных компонентов антропогенного воздействия на водные объекты выступают минеральные формы азота (N4/, с

содержанием которых коррелируют и кинетические и 1К.<'ш.ьш) и

токсикологические показатели (/„„,).

В целом информативность кинетических показателей для выявления степени влияния антропогенной нагрузки на водные экосистемы существенно выше, чем любого из известных комплексных показателей, предназначенных для этой цели. Их абсолютное значение по измерению в отдельно взятой пробе и внутригодовая динамика позволяют оценить масштабы влияния антропогенной нагрузки на биологическое качество воды, общий уровень загрязнения, рассчитать самоочищающую способность водной среды за счет активных частиц, а также сделать вывод о сбалансированности внутриводоемных процессов с их участием.

ВЫВОДЫ

1. Разработаны и усовершенствованы кинетические методы определения в природной воде стационарной концентрации первичных продуктов активации биохимического цикла кислорода, таких как синглетный кислород и (^//-радикалы, основанные на измерении скорости их инициирования и эффективной константы гибели (антиокислительной способности).

2. Для проведения фотохимических исследований в лабораторных условия создана оригинальная фотохимическая установка карусельного типа с ксеноновой лампой ДКсШ-150 в качестве источника УФ-излучения.

3. Изучен вклад продуктов активации кислорода в реакцию трансформации модельного загрязняющего вещества (ЗВ) - красителя 4-нитрозо-А',Л'-диметиланалина (ГТНДМА) в модельных системах и природных водах. Показано, что в природных > водных объектах приоритетными активными частицами, которые участвуют в процессах

самоочищения водной среды по свободно-радикальному механизму, являются гидроксильные (ОН) радикалы и синглетный кислород.

4. Определена константа скорости взаимодействия синглетного кислорода с красителем ПНДМА, которая близка к диффузионной и составляет (1,0±0,3)10'" М"'с"'. Определены константы скорости взаимодействия с)//-радикалов (кк6и) с рядом органических соединений и неорганических ионов. Показана хорошая сходимость полученных результатов и справочных данных. Для ряда ЗВ константа к1(}ц получена впервые. '

5. Установлены критерии оценки загрязнения водной среды по величине антиокислительной способности воды в отношении ^//-радикалов и синглетного кислорода.

6. Разработан новый метод биотестирования природных и сточных вод, основанный на использовании в качестве тест-системы реакции перекисного окисления липидов липосом (ПОЛ).

7. Проведена апробация и проверка информативности разработанных кинетических и токсикологического показателей на природных водных объектах различного типа.

Получены пространственно-временные характеристики распределения разработанных показателей в изученных водотоках в различные фазы гидрологического режима.

8. Установлено, что при естественном развитии природных водных экосистем наиболее эффективен фотохимический путь инициирования свободных радикалов (И^даь > Я^ощ,,,,). Антропогенные воздействия могут привести к изменению соотношения между путями образования активных частиц и нарушению сбалансированности внутриводоемных процессов с их участием.

9. Показано, что кинетические показатели и Щ/т.ью являются самостоятельными интегральными показателями качества природных вод и по их величине можно судить об источнике антропогенного воздействия, его интенсивности и направленности.

10. Установлено, что внутригодовая динамика кинетических показателей качества воды является признаком устойчивости состояния гидробиоценоза. При экологическом благополучии водного объекта внутригодовые колебания и И^/щ.ью незначительно отличаются от их колебаний при естественном режиме водного объекта.

11. Установлено, что стационарная концентрация ОЯ-радикалов ([('Я],) порядка (3-5)-10"16 М является физиологически безопасной нормой для гидробиоценоза и наиболее характерна для экологически благополучных водных объектов. Показано, что диапазон варьирования [ОН], в речных экосистемах составляет от й-10"17 до Ю"14 М.

12. Результаты биотестирования водных объектов с использованием реакции ПОЛ показали, что природная вода может проявлять как антиоксидантные, так и прооксидантные свойства.

13. Анализ результатов одновременного определения величины и данных биотестирования показал, что что начиная с некоторого

порогового уровня величины антиокислительной способности водной среды (2А,.ш[Л',-.о//] > 3-105 с"1) можно не только определить уровень загрязнения природной воды, но и оценить ее биологическое качество.

СПИСОК ОСНОВНЫХ РАБОТ, опубликованных по теме диссертации

1. Эрнестова Л.С., Семенова И.В., Скурлатов Ю.И. Антиокислительная способность природной воды в отношении гидроксильных радикалов // Биологические материалы симпозиума по теме 1-1.3 "Разработка унифицированных методов исследования качества вод". - ЧССР: Прага. -1988.-4.2,- С.42-50.

2. Руководящий документ РД 52.18.24.83-89. Методические.указания. Определение кинетических показателей качества поверхностных (пресных) вод. - М.: Гидрометеоиздат, 1990. - 33 с.

3. Эрнестова Л.С., Власова Г.В., Семенова ИВ. Комплексные показатели экологического нормирования антропогенного воздействия на природные водные объекты // Метеорология и гидрология. - 1990,- №9 -С. 106-116.

4. Эрнестова JI.C., Семенова И.В., Власова Г.В. и др. Опыт оценки экологического состояния района размещения атомной станции на примере Нововоронежской АЭС (ЙВАЭС) // Экология АЭС. Сборник материалов научного семинара. - М.: ИАЭ им. И.В.Курчатова. - 1991.- С.172-182.

5. Эрнестова Л.С., Семенова И.В., Власова Г.В., Недогарко И.В. Олиготрофные системы в условиях антропогенного воздействия // Труды ИЭМ,- 1993,- Вып.22 (158).- С.15-26.

6. Эрнестова Л.С., Семенова И.В., Власова Г.В., Сатаева Л.В. Выявление приоритетных'' факторов антропогенного воздействия на экологическое состояние р.Протвы методами корреляционного и факторного анализа // Там же. - С.27-36.

7. Эрнестова Л.С., Семенова И.В., Васильева К.И. и др. Экологическое состояние р.Дон в районе резмещения Нововоронежской АЭС // Там же. -С.108-123.

8. Тушкова Г.И., Эрнестова Л.С., Семенова И.В. и др. Экотоксикологическая оценка поверхностных и питьевых вод Алтайского края // Ядерные испытания, окружающая среда и здоровье населения Алтайского края. Материалы научных исследований, т. 11, кн.2,- Барнаул, 1993 - С.80-103.

9. Ernestova L.S., Semyonova I.V., Vlasova G.V., Wolf N.L. Redox transformation of pollutants in natural waters // Hydrological, Chemical and Biological Processes of Transformation and Transport of Contaminants in Aquatic Environments (Proceeding of the Rostov-on-Don Symposium. May, 1993).- IAHS Publ.-N°219.- 1994.- P.67-74.

10. Эрнестова Л.С., Семенова И.В. Самоочищающая способность природных вод как показатель экологического состояния водного объекта // Водные ресурсы. - 1994,-т.21,-№2,-С.161-165.

11. Эрнестова Л.С., Семенова И.В. Влияние продуктов фотохимической активации кислорода на самоочищающую способность природных вод // Там же. - №3,- С.334-338.

12. Беляев С.П., Ласточкина Л.В., Семенова И.В. и др. Комплексное оперативное обследование загрязнения реки Волги // Оптика атмосферы и океана. - 1994,-т.7,-№4,-С.497-511.

13. Эрнестова JI.С., Семенова И.В. Антропогенные воздействия на содержание и режим продуктов одноэлектронной активации кислорода в крупных реках // Метеорология и гидрология. - 1995,- №6,- С.95-106.

14. Эрнестова Л.С., Семенова И.В., Власова Г.В. Кинетические характеристики образования гидроксильных радикалов в средних и малых водотоках равнинного типа // Там же. - №7,- С. 107-115.

15. Эрнестова Л.С., Семенова И.В. Особенности распространения гидроксильных радикалов в озерных экосистемах // Там же. - №8.- С. 101110.

16. Алейников О.И., Епищев O.A., Семенова И.В. Изменение качества воды рек бассейна р.Угры под влиянием хозяйственных и бытовых сбросов // Человек в зеркале современной географии. Материалы II научно-практической конференции. - Смоленск, 1996,-С.46-48.

17. Semyonova I.V., Semyonov V.A., Ernestovs L.S. Hydrological assessment of river systems having various level of anthropogenic impact // XVIII Conference of the Danube Countries of Hydrological Forecasting and Hydrological Bases of Water Managament (Graz, August, 1996).- 1996,- V.19/2.-P.E165-E170.

18. Семенова И.В., Эрнестова Л.С., Конев В.В., Рябченко Н.И. Использование метода перекисного окисления липидов для биотестирования водной среды // Гигиена и санитария. - 1997.-№1.-С.51-52.

19. Семенова И.В. Оценка гидрохимического режима и экологического состояния р.Угры // Вопросы географии и геоэкологии: Вып.1. - Калуга: КГПУ им. К.Э.Циолковского, 1997,- С.34-45.

\