Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Реагирование водных растений на химическое загрязнение воды

ВАК РФ 03.00.18, Гидробиология

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Король, Вера Михайловна

ВВЕДЕНИЕ

ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

1. О роли высшей водной растительности в водоеме

2. Специфические черты аватомо-морфологической организации водных растений.

3. Биологические особенности высших водных растений, используемых в исследованиях.

4. Использование водных растений для оценки биологического эффекта факторов окружающей среды

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

1. Тест-объекты.

2. Токсические вещества.

3. Методы.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

1. Изменение выживаемости и некоторых морфо-физио-логических показателей элодеи и ряски в условиях лабораторного содержания

2. Изменение выживаемости и морфо-физиологических показателей ряски под влиянием химических соеди

Выживаемость и признаки поражения растений.

Число растений

Число лопастей.

Число корней.

Дяина корней.

Обсуждение результатов.

3. Изменение выживаемости и морфо-физиологических показателей элодеи под влиянием химических соединений

Вдашаемость и признаки поражения растений

Прирост основного побега.

Число и длина боковых отростков.

Число и длина корней.

Суммарный прщюст растений.

Сырая и сухая масса растений.

Соотношение показателей токсичности у элодеи на разные сроки воздействия.

Влияние токсических веществ на включение элодеей неорганического фосфата.ИЗ

Влияние токсических веществ на концентрацию свободных радикалов в тканях элодеи.

Обсуждение результатов.

4. Сопоставление чувствительности растительных объектов при токсическом воздействии

5. Влияние триметилоловохлорида на рост и развитие злодеи в модельных экосистемах.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Реагирование водных растений на химическое загрязнение воды"

Охрана водоемов от загрязнений относится к числу наиболее важных и актуальных проблем современности.

Бурное развитие промышленности приводит к загрязнению континентальных и морских водоемов химическими веществами. Сырая нефть и нефтепродукты, органические и неорганические компоненты сточных вод, многочисленные пестициды, детергенты, радиоактивные вещества и многие другие химические соединения попадают в воду открытых водоемов (реки, водохранилища, моря) и изменяют в них среду обитания щдробионтов (Строганов, 1972,Митчелл Ральф, 1976).

Влияние промышленного загрязнения в водоемах начало резко сказываться уже в конце XIX - начале XX вв. (Дексбах, 1973). Однако большое беспокойство вызывает скорость его распространения в последние два-три десятилетия. Оно становится все более сложным и многообразным в соответствии с высоким темпом технического прогресса и глубокими демографическими и бытовыми изменениями. Ежегодно в нашей стране синтезируется около 40 тыс. химических соединений, а во всем мщ>е - свыше 250 тыс. новых химических веществ и появляются ноше источники загрязнения природных вод, многие из которых устойчивы и опасны (Шиган, 1976). Так, в последние годы исследователей привлекает внимание проблема загрязнения окружающей среды металлорганичеекими соединениями, в частности оловоорганическими соединениями (00С), производство которых непрерывно растет (Evans, 1974). Оно занимает четвертое место в мире среди металлорганических соединений и составляет более 20 тыс. тонн в год (Строганов, 1975).

Количество химикалий,попадающих в водоемы,точно не известно, но в среднем оно достигает нескольких тысяч; одних пестицидов более тысячи (Костандов, 1971). Такой наплыв веществ в водоемы изменяет воду как среду обитания водных организмов. И если в прошлом изменения водной среды происходили весьма медленно и гид-робионты могли к ним приспособиться, то теперь устоявшуюся, сбалансированную экосистему человек изменяет быстро и водные организмы не в состоянии приспособиться к ней и сохранить ее в прежнем виде.

В результате загрязнения водоемов происходят изменения сообществ гвдробионтов, способных жить при новых условиях водной среды: возникают новые взаимоотношения между организмами, укорачиваются трофические связи, т.е. происходят качественные и количественные изменения в биоценозах, нарушаются водные экосистемы, ухудшается качество воды (Веселов, Гусев и др., 1967; Строганов, 1973,1975а; Гусев, 1975; Россолимо, 1975).

Повсеместное возрастание антропогенного загрязнения гидросферы выдвигает перед исследователями задачи качественной и количественной характеристики загрязняющих агентов и оценки их биологической опасности (Брагинский, 1968, 1970, 1979; Строганов,1970, 1971а, 1976а; Коган, 1976). Возникла необходимость в изучении механизмов реагирования гщцробионтов на воздействие токсикантов и механизмов их действия для всех уровней организации живых систем, а также в установлении научно обоснованного содержания вредных веществ (ЦБК) и допустимого предела изменения природных вод (Строганов, 1972а, 1974).

Токсичность 00С, диметилдитиокарбаматов и Щк для высших водных растений, как и дал других гидробионтов, мало или совсем не изучена (Р1ос11, БезсМепз, 1962; БевсМепз et а1., 1966; Данильчен-ко, Строганов, 1973; Ларина, Лысенко и др., 1975; Дарина, 1979).

Изучение токсического действия ООО, диметилдитиокарбаматов и JIMA на гидробионтов разного систематического положения (от бактерий до рыб) проводили в цроблемной лаборатории по разработке методов борьбы с биологическим повреждением материалов. Эти исследования выполняли по заданию Госкомитета по науке и технике при Совете Министров СССР и по договору с Институтом бумаги с целью установления ПДК этих соединений для рыбохозяйственных водоемов и выявления механизма реагирования водных организмов на эти соединения. Работа по теме диссертации является частью этих исследований. Она цроводилась в данной лаборатории с 1971 по 1980 гг. под руководством проф. Н.С.Строганова.

В качестве тест-объектов для лабораторных исследований были выбраны два вида высших водных растений, принадлежащих к различным экологическим группам: элодея (Elodea canadensis Rich) -представитель погруженных растений и ряска (Lemna minor l. ) -представитель полупогруженных растений. Ейбор объектов был обусловлен легкостью содержания в лабораторных условиях, быстротой роста и развития, наличием ответной реакции на внесение химических соединений. Для сравнения чувствительности высших и низших водных растений, в качестве цредставителя низших растений была использована протококковая водоросль сценедесмус (Scenedesmus quadricauda ВгеЪ.).

До недавнего времени реакция высших водных растений на хроническое загрязнение исследователями почти не изучалась. В связи с этим целью данной работы было исследование особенностей реагирования высших водных растений как важнейшего компонента водных биоценозов на загрязнение среды и разработка методов изучения действия токсических веществ на водные растения.

В задачи наших исследований входило: I) изучение изменчивости морфо-физиологических показателей элодеи и ряски, взятых из природных сообществ и выращенных в лабораторных условиях на чистой речной воде; 2) изучение изменчивости морфо-физиологических показателей элодеи и ряски в присутствии некоторых токсических веществ и установление пределов допустимых отклонений показателей от контроля; 3) определение сравнительной чувствительности морфо-физиологических показателей высших водных растений и выявление более чувствительных из них; 4) сопоставление чувствительности растительных объектов; 5) исследование закономерностей токсического действия на элодею в лабораторных условиях и в модельных экосистемах; 6) разработка методов оценки качества водной среды по изменению физиологического состояния элодеи.

Исследования подобного рода на высших водных растениях ранее не проводились.

Основные выводы, полученные в работе, были использованы цри написании методического пособия по определению ПДК токсических веществ.

Автор выражает глубокую благодарность и признательность учителю - заслуженному деятелю науки РСФСР профессору Н.С.Строганову, кандидату биологических наук старшему научному сотруднику О.Ф.Филенко - научному консультанту, а в последствии руководителю данной работы, а также младшим научным сотрудникам Л.М.Апа-шевой и О.В.Париной за содействие в работе по изучению кинетических закономерностей изменения концентрации СР в тканях элодеи и динамики поглощения неорганического фосфата элодеей при воздействии 00С, коллективу проблемной лаборатории по биоповреждениям материалов и кафедры Общей экологии и гидробиологии МГУ.

ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

I. О роли высшей водной растительности в водоеме йюпая водная растительность - один из важных составных компонентов водных экосистем, играющих огромную роль в водоеме. Игл отводится ведущая роль в продуцировании органического вещества в водоеме, которое в дальнейшем трансформируется по трофическим уровням. Годовая продукция органического вещества, создаваемого растительными организмами морей и океанов, в пересчете на глюкозу составляет около 400 млрд. т., а растениями суши - только 50 млрд. т. (Ефежко, Шиян, 1974).

Заросли высших водных растений являются убежищем для рыб, а также субстратом дая откладки яиц, где растения, с одной стороны, защищают их от хищников, а с другой - создают благоприятные условия для их развития; служат местом гнездования водоплавающих птиц. Имеются убедительные данные гидробиологов о том, что наличие погруженной высшей водной растительности абсолютно необходимо для правильного функционирования экосистемы пруда при условии, если заросли растений занимают не более 30% площади водоема (Коган, 1980).

В настоящее время имеется достаточно много литературных публикаций, указывающих на существование тесной взаимосвязи между вегетацией высших водных растений, самоочищением водоемов, круговоротом веществ и процессами формирования качества воды в них.

Отмечают, что высшие водные растения благодаря своим морфологическим (строение стебля, расположение органов и т.д.) и экологическим (плотность зарослей и др.) особенностям могут служить барьером, т.е. биологическим фильтратором при поступлении в водоем рассеяных загрязнений (взвешенных и слаборастворимых органических и неорганических: веществ). Эта функция довольно четко показана в работах Кокина (Кокин, 1961, 1962, 1963, 1963а; Кокин, Ананьева и др., 1965), давшего качественную ж количественную характеристику взвешенных веществ, оседающих на поверхности высших водных растений. Показано, что оседанию способствует слизь на поверхности растений, а также замедленное течение в зонах зарастания. Органические соединения задерживаются на водных растениях благодаря образованию органоминеральных скоплений, а осаждение минеральных веществ тесно связано с замедлением скорости течения.

Экспериментальные исследования показали, что отношение сухого веса взвешенных веществ, осевших на растениях, к сухому весу последних специфично для каждого вида. Причем эта величина достаточно постоянна (Кокин, 1962). Интенсивность очистки воды зависит от площади растений, то есть его разветвленности в воде, густоты зарослей, ослизненности.

Однако высшие водные растения могут служить в водоеме не только механическими фильтраторами взвесей, а функция их сводится к поглощению и накоплению минеральных и органических веществ, к способности проявлять определенную активность в переработке взвесей с использованием их в цроцессе метаболизма, тем самым они влияют на качество воды, то есть являются основным фактором регулирования качества воды (Винберг, 1955; Францев, 1961; Кокин, 1963, 1963а; Дексбах, 1964; Майстеренко, Денисова и др., 1969; Петькова, Лубянов, 1969; Музафаров, Таубаев, 1971; Якубовский, Мережко, 1974; Мережко, Якубовский, 1976; Якубовский, Мережко, 1976; Seidel, 1965, 1966, 1967; Althaus, 1966; Schworbel, Tillmanns, 1964; Toth, 1967; Allenby, 1968; Stake, 1967%

Поглощение и накопление высшими водными растениями минеральных веществ из водоема характеризуется определенной видовой специфичностью (stake, 1967; NUraaim, 1970).Наиболее четко она выражена в накоплении растениями К, Са, Mg, мп и Ре. Так, сусак зонтичный преимущественно накапливает - к, мп, Ре» рогоз узколистный - на, частуха подорожниковая и рдест пронзённолистный - Р, К, Са, s> 01» тростник обыкновенный особенно накапливает si (Якубовский, Мережко, 1976). Примерно в одинаковой степени указанные растения поглащают и накапливают только и и р; В. В. Ковальский с сотрудниками (1973), исследуя содержание в растениях мп, т, Си, cr, мо, v,Sr,Ba, пришел к выводу, что перечисленные элементы поглощались ими (элодея, роголистник, водяной орех, водяная сеточка и др.). Однако в количественном их накоплении наблюдалось значительное различие. Так, особенно интенсивно они накапливались элодеей (Петькова, Лубянов, 1969).

Аналогичные работы встречаются и при изучении фосфора (stake, 1967). Активно поглощаются высшими водными растениями и ионы меди (Chandani Ginseppe, 1969; Варенко, Чуйко, 1971). В тканях Lemna minor, например, содержание ее достигает 110 мг/кг растений (Allenby, 1968).

Поглощенные высшими водными растениями ионы выводятся из круговорота веществ в водоеме не на короткое время,.как это тлеет место при развитии фитопланктона, а на более длительный срок (5-6 месяцев). Интенсивность поглощения элементов колеблется на протяжении всего вегетационного периода (Ковальский и др., 1973; Allenby, 1968) и зависит от экологических условий (Петькова, Лубянов, 1969) и сезонности (Allenby, 1968).

Кроме элементов высшие водные растения поглощают из водоема различные углеводы, амино- и органические кислоты. Имеются данные, что из трех органических кислот (яблочной, фумаровой и лимонной) наиболее интенсивно тростником обыкновенным поглощается яблочная кислота, из трех аминокислот (метионин, триптофан, ала-нин) наиболее интенсивно - метионин, в меньшей степени - триптофан и совсем слабо - аланин (Мережко, 1978).

Известно, что полученные растениями биогенные элементы и органические соединения не остаются в них балластом, а используются ими для поддержания функциональной активности, направленной на образование биомассы, которая содержит значительное количество белков, аминокислот, углеводов и т.д. и может быть использована для хозяйственных целей (Кроткевич, 1970). Поэтому уборку высших водных растений проводят перед их цветением, т.е. в период высокой кормовой ценности. Хорошими кормовыми качествами обладают рясковые, которые являются ценным витаминным кормом для домашней птицы, рыб (белого амура) и свиней (ОДузафаров, Таубаев и др., 1968; Баебег, 1925).

Вкяпие водные растения влияют на формирование качества воды в водоемах и водотоках через фотосинтез (Винберг, 1955). В продуктах фотосинтеза водных растений аккумулируется около 1,5« ТО*® ккал энергии - основа жизнедеятельности мирового океана и пресных водоемов. В результате фотосинтеза водных растений в окружающую среду за год выделяется до 400 млрд.т. кислорода. Например, рдест пронзеннолистный в процессе фотосинтеза выделяет на 100 г. сьфой массы около 50 мг 0»л. Кислород образованный в результате фотосинтеза в течение суток потребляется другими гидробионтами: от микроорганизмов до рыб. Другими словами, кислород потребляется в экосистеме постоянно, а компенсация его осуществляется водными растениями только в светлый период суток.

В водоеме прослеживается определенная взаимосвязь между процессом фотосинтеза водных растений и химизмом воды. Это выражается в изменении карбонатного равновесия и последовательного усвоения различных форм углекислоты ассимилирующими растениями. При интенсивном потреблении растениями свободной углекислоты последняя в водоеме очень быстро исчезает и растения переходят на усвоение углерода бикарбонатов, что снова приводит к образованию карбонатов. Механизм этого процесса сводится к тому, что растения активно поглощают растворимый Са(НСОз) % и выделяют эквивалентное количество Са(0Н)2> образование которого является одной из причин сильного подщелачивания воды вокруг ассимилирующих листьев водных растений (Щутов, 1926; Мережко, 1969; Шиян, Мережко, 1972; Мережко, 1973; Мережко, Шиян, 1974). Степень влияния на химизм воды определяется видом растения и его эколого-биологическими особенностями (Мережко, 1978). Некоторые авторы объясняют нарушение карбонатного равновесия и снижение минирализации вод транспи-рационной деятельностью воздушно-водных растений. Аналогичные данные о видовой специфичности растений на химизм воды как в природных,' так и в лабораторных условиях были получены другими исследователями (Потапов, 1956; Журавлева, 1973).

Благодаря фотосинтезу высших водных растений усиливаются чисто химические процессы в водоеме, связанные с разложением и минерализацией органического вещества. Так, ЫеЪтапп (1962) указывает, что чем богаче водоем растениями, тем выше его минерализующая способность. Водные растения оказывают большую роль в фазе аэробного самоочищения, обеспечивая быстрое наступление этой фазы они улучшают кислородный режим водоема (Кабанов, 1961а, 1962; Францев, 1961). Г.Г.Винберг (1955) отмечал, что в зонах сильного загрязнения в присутствии фотосинтезвдющих растений значительно усиливается биологическая минерализация органического вещества. Известно, что рясковые превосходно очищают воду и стоячие воды прудов (Аржанов, 1921). На окислительную и минеральную роль макрофитов в р. Москве указывает и К.А.Кокин (Кокин, 1963; Кокин, Ананьева и др. 1965).

Таким образом, поглощая биогены и насыщая воду кислородом макрофиты предотвращают евтрофирование водоемов и обеспечивают кислородом жизнедеятельность гидробионтов.

Кроме того, выделяя специфические метаболиты, высшие водные растения создают в совокупности в водоёме характерную для них химическую среду, определяя во многом биологические, экологические, гидрохимические условия для жизни тех или иных гидробионтов (Гу-ревич, 1971; Гуревич, Ястребова, 1977; Гуревич, 1978). Имеются данные, что своими корневыми выделениями высшие водные растения влияют на физический характер ила и процессы происходящие в нем

Westlake, 1959).

В литературе описывается роль высших водных растений в де-токсикации особо опасных загрязнителей водоемов (фенол, нефть, пестициды и др. вещества), применяемых в сельском хозяйстве и промышленности (Костяев, Дьякова, 1971; Тимофеева, 1981).

Исследователями Seidel, Kichth,(1968^ Seidel,(1966) установлено, что одно растение Scirpus lacustris (камыш озерный) при биомассе 100 г. способно извлечь из воды 4 мг фенола. Аналогично происходит процесс поглощения и производных фенола: Р-креозола, ксшюла, пирокатехина, резорцина, пирогаллола, пиридина, ß -кар-бола, гидрохинона и др. Доказано1, что все эти вещества не только поглощаются растениями, но и включаются в процесс метаболизма

Seidel, 1965), что имеет важное значение в их детоксикации. Остатки фенола транспортируются токами воды и выделяются из растений Через устЬИЦа (Seidel, 1966).

Исследователями (Морозов, Петрова, 1969; Морозов, Петров, 1969, 1972, 1972а; Морозов, Торпищева, 1979) было показано, что в присутствии водных растений микроорганизмы быстро разрушают нефтяную пленку с образованием на нижней поверхности бурых моховидных наростов, частично разрушающихся и постепенно исчезающих. Так, при концентрации нефти 10 г/л нефтяная пленка в присутствии растений исчезла на 50$ площади уже на 28-36 день, а без растений она не претерпевала никаких изменений даже на 90-й день. Установлено, что интенсивность бактериального окисления, сопровождающая изменением общей численности сапрофитных и нефтеокисляющих бактерий в присутствии водных растений происходит довольно интенсивно и осуществляется за счет их выделений. Присутствие в водоеме нефти или нефтепродуктов вызывает резкое увеличение микрофлоры, количество которых затем по мере снижения концентрации нефти в воде снижается.

Однако механизм участия высших водных растений в разложении нефтяных загрязнений в воде полностью не раскрыт. Ряд авторов (Морозов, Телитченко, 1977) указывают, что численность нефтеокисляющих микроорганизмов и их активность зависит от вида сопутствующих макрофитов. Возможно, углеводы и активность аминокислот, выделяемых растениями, определяют деятельность нефтеокисляющих бактерий (Николаев, 1977). Поэтому данные о роли водных растений в очищении водоемов от нефтяного загрязнения позволяют поставить вопрос об использовании некоторых видов макрофитов в качестве биофильтров при сбросе стоков, загрязненных нефтью и нефтепродуктами (Морозов, Петров, 1969; Петрова, 1977).

Как известно, высшим водным растениям характерна избирательность поглощения химических элементов, что позволяет направленно использовать их в качестве биофильтров для деминерализации различных стоков (Унгуряну, 1975; Яковлев, Воронов, 1975; Комиссаров, Шапошникова, 1976; Кравец, 1976; Bunch, 1974; Smith, 1974). Б лиI тературе описаны случаи очистки воды с помощью высших водных растений от примесей поступающих в водоемы, сточными водами, например, пшцевой (Seidel, 1963), нефтеперерабатывающей (Петрова, 1977) и др. отраслей промышленности (Музафаров, Таубаев, 1971; Seidel, 1965, 1967;Seidel, Scheffer et al.,1967). В работе С.С.Тимофеевой (1981) предложено использовать элодею канадскую и нителлу в качестве компонентов гидробиоценоза, участвующего в очистке вод от бензола, фенолов, ароматических аминов.

Аналогичные выводы о роли высших водных растений в детокси-кации вредных веществ в водоеме получены в опытах с ДЦТ, севином, гексахлораном и атразином (Мережко, Шиян и др., 1976; Мережко, 1978).

К числу опасных загрязнителей водоемов принадлежат и радионуклиды. Их накопление в животных и растительных организмах и передача по трофической цепи вызывает некоторые нежелательные сдвиги в экосистеме водоема и окружающей ее среде. Высшие водные растения в этом случае выступают в роли санитаров природы. Например, в ряде работ (Агре, Райко и др., 1962; Агре, Молчанова и др., 1966; Куликов, Любимова и др., 1967, 1970; Лейнерте, 1969; Лей-нерте, Сейсума, 1977; Любимова, Пискунов и др., 1977) показано, что высшие водные растения способны аккумулировать ^cs, 90sr и 144се. И.О.Богатырев (1969) отмечает у них высокую поглотитель

ЯП ную способность в отношении Со. Интенсивность поглощения ими этого элемента намного вше, чем илом. По интенсивности поглощения радиоактивных элементов элодеей и урутью их можно расположить в следующий ряд: торий > радий > изотопы урана (Искра, Куликов и др. 1970).

Наряду с положительной ролью высших водных растений, в литературе встречаются указания на отрицательную роль их чрезмерно бурного развития в водоеме. Развитие высшей водной растительности в водоемах и водотоках типа камыша, тростника и др. в конечном счете приводит к усилению евтрофирования водоемов, заболачиванию, к обострению санитарно-гигиенической ситуации (Мессинева, Горбунова, 1946; Потапов, 1950, 1956, 1962), а также к ухудшению качественного состава воды в результате отмирания растений (Ив-лев, 1950). В отличие от данной группы водной растительности, ткани мягкой растительности распадаются в водоемах постепенно и не создают подобных ситуаций (Кокин, 1963). Такие растения, как, например, элодея зимой полностью не отмирают и моз?ут оставаться до весны в живом состоянии (Кабанов, 19616). Ее размножение в это время года уже не может отрицательно влиять на гидробионтов, так как появляется достаточное количество кислорода за счет фотосинтеза молодых растений.

Чрезмерное развитие высших водных растений в каналах затрудняет работу гидротехнических сооружений вследствие попадания в агрегаты, уменьшает пропускную способность, увеличивает расход воды на транспирацию и т.д. (Брагинский, Кузьменко и др., 1970а; Белоконь, 1974).

Указанные соображения дают возможность сделать следующее заключение:

I. В условиях рыбохозяйственного чистого водоема высшая водная растительность должна развиваться в соответствии с условиями, которые обеспечиваются природным факторами. И угнетение и чрезмерная стимуляция водной растительности могут приводить к неблагоприятным экологическим последствиям.

2. Развитие высшей водной растительности в водоемах, подверженных антропогенному влиянию, должно регулироваться в соответствии с оптимальными требованиями охраны качества водной среды.

Заключение Диссертация по теме "Гидробиология", Король, Вера Михайловна

вывода

1. Морфо-физиологические показатели элодеи и ряски при лабораторном культивировании подвержены значительной изменчивости. Величина прироста основного побега, число и длина боковых отростков и корней элодеи, а также число растений и длина корней ряски колеблются в зависимости от температуры и качества воды.

2. При токсическом воздействии минимально достоверные отклонения морфо-физиологических показателей у исследованных водных растений от средних значений в контроле составили: для прироста основного побега элодеи - 25$, числа и длины боковых отростков > 50$, числа и длины корней > 60$; для числа растений ряски - 40$, числа лопастей - 25$, числа и длины корней - 30$.

3. Наибольшей чувствительностью к груше исследованных токсических соединений обладала элодея, ереднечувствительной была ряска и наименьшую чувствительность проявил сценедесмус. Чувствительность элодеи была на 1-2 порядка выше по сравнению с ряской, чувствительность сценедесмуса по сравнению с ряской ниже на один порядок.

4. Отмечена высокая чувствительность корневой системы элодеи и ряски к действию токсических веществ, несколько меньшая -боковых отростков элодеи.

5. Наиболее токсичным из ООО для элодеи и ряски является триальное производство олова, менее - ди- и тетрадроизводные олова. Для сценедесмуса токсичность дипроизводного олова была выше, чем триарильного.

6. Воздействие токсических веществ на элодею, помимо влияния на характер роста и особенности формообразовательных процессов, приходит к снижению сырой и сухой массы растений, к ослаблению способности поглощать фосфат, особенно корневой системой растений, и к быстрым (в течение первых суток) изменениям функциональных характеристик фотосинтетической системы, что выражалось в изменении (концентрации свободных радикалов) растительных клеток.

7. Последствия токсического действия на элодею в поздние сроки воздействия могут быть предсказаны на основании результатов, полученных в опыте за 5 суток. Характер связи между приростом основного побега элодеи на 5-е сутки и выживемостью растений на 30-е сутки описывается уравнением прямолинейной регрессии, а связь показателя прщюста основного побега с приростом на 5-е и 30-е сутки - уравнением параболы.

8. Реакция элодеи на загрязнение среды ТМОХ проявлялась в лабораторных условиях быстрее, чем в условиях модельных экосистем.

9. Установлены уровни максимально допустимых концентраций восьми оловоорганических соединений, трех производных диметил-дитиокарбаминовой кислоты и диметиламина для элодеи, ряски и сценедесмуса, которые использовали при установлении предельно допустимых концентраций соединений в воде рыбохозяйственных водоемов по набору организмов (от бактерий до рыб), причем высшие водные растения оказались в числе лимитирующих.

10. Предложенный метод изучения действия токсических веществ на высшие водные растения может быть рекомендован для использования при установлении предельно допустимых концентраций токсических веществ для рыбохозяйственных водоемов.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Высшие водные растения используются в исследованиях реже, чем дафнии, рыбы и др. гидробионты. Однако легкость содержания в лабораторных условиях, а таите быстрота реакции на токсическое воздействие позволили использовать растительные объекты в качестве биотестов для определения токсичности соединений и включить их, как необходимое звено пищевой цепи в водоеме, в схему ПДК с целью установления предела допустимых концентраций соединений для нормирования загрязнений рыбохозяйственных водоемов (Строганов, 1974).

Наши наблюдения показали, что у элодеи и ряски даже в норме при лабораторном содержании, не только за разные периоды исследований (годы), но и в повторностях контрольных вариантов морфо-физиологические показатели подвержены изменчивости. Наиболее стабильным показателем у элодеи является выживаемость, менее вариабелен показатель црироста основного побега, а показатели числа и длины боковых отростков и корней значительно изменчивы. У ряски менее изменчивы показатели числа лопастей и числа корней, большей вариабельности подвержены длина корней и особенно число растений ряски.

Причиной такой изменчивости показателей за разные периоды исследований могут быть температура и качество воды, изменения показателей в повторностях контрольных вариантов, возможно, связаны с особенностью природного материала.

Пределы отклонений в контроле от средних значений показателей у элодеи составили для прироста основного побега - 26$, для числа и длины боковых отростков - 314 и 232$ соответственно, для числа и длины корней - 94 и 110$. У ряски эти отклонения составили для числа растений - 40%, числа лопастей и корней - 22 и 24%, даны корней - 32%.

При токсическом воздействии каждый исследуемый показатель имел определенный уровень, превышение которого считали проявлением токсического эффекта вещества. Так, для показателя выживаемости элодеи критерием эффекта било снижение выживаемости более, чем на 7% по сравнению с контролем. За основу такой оценки был взят уровень колебаний выживаемости в долговременном контрольном опыте. В оценке действия веществ на показатель суммарного прироста растений мы придерживались рекомендованного ранее проф. Н.С.Строгановым показателя отклонения от контроля более, чем +25%. Для иорфо-физиологических показателей элодеи и ряски в качестве порогатоксического действия цринималось статистически достоверное снижение показателей по отношению к контролю, которое составило дня прироста основного побега элодеи - 25%, числа и джины боковых отростков > 50%, числа и длины корней элодеи > 60%, для числа растений ряски - 40%, числа лопастей - 25%, числа и длины корней ряски - 30%. В случае стимулирующего действия проявлением токсического эффекта вещества считалось статистически достоверное увеличение показателей по сравнению с контролем.

Показателем токсического действия для водорослей считалось отличие численности клеток более, чем +25% (Строганов, 1971).

Определение степени чувствительности растительных объектов (элодеи, ряски и сценедесмуса) на токсическое воздействие позволило установить ВДЕС исследуемых соединений, которые в свою очередь вошли в схему установления ЦДЕС в воде рыбохозяйственных водоемов по набору организмов (от бактерий до рыб), и установить наиболее чувствительные объекты.

Сравнение чувствительности растительных объектов показало, что при действии II веществ различной химической природы элодея была наиболее чувствительной. Чувствительность ряски и сценедес-муса только в 2-х случаях совпала с чувствительностью элодеи. В большинстве случаев чувствительность ряски была на один-два порядка ниже по сравнению с элодеей, чувствительность сценедесмуса по сравнению с ряской ниже на один порядок. По убыванию степени чувствительности исследуемые растительные объекты располагаются в следующий ряд: элодея > ряска > сценедесмус, т.е. элодея и ряска реагируют на токсическое воздействие раньше, чем сценедесмус. Разная чувствительность элодеи и ряски объяснялась эко-лого-биологической особенностью видов.

При дальнейших исследованиях на элодее, учитывая высокую изменчивость ее морфо-физиологических показателей и затрату значительного времени для получения информации о их нарушении, в качестве надежных показателей следует считать выживаемость и прирост основного побега. Показатели вегетативного развития растений (развитие боковых отростков и корней) можно рекомендовать в качестве дополнительных тестовых показателей способных свидетельствовать о наличии специфического действия токсиканта.

Сравнение ВДК 10 химических соединений, установленных для элодеи и дафнии (Daphnia magna str.) (Исакова, 1982) в лабораторных исследованиях показало, что элодея в 4-х случаях была в 10 раз чувствительнее дафний, в двух случаях чувствительность ее была в 2 раза выше, в двух случаях их чувствительность была одинаковой, в двух случаях чувствительность дафний была выше, чем элодеи (табл. 19).

Соединения МДК Соотношение чувствительности элодеи и дафний элодея дафнии

I. TMOX 5. КГ3 Ю"2 2

2. TAOX Ю~3 5-ТО""4 0,5

3. ТГ0Х 10~3 2-Ю"3 2

4. ТФ0Х Ю"5 ю-4 10

5. ДБ0ДХ Ю"3 ТО"2 10

6. бис-ТБО-цитрат пг4 Ю-4 I

7. бис-ТБО-малат ТО""2 ю-4 0,01

8. wo ю-1 I 10

9. Смесь I 9-КГ3 9-Ю""3 I

10. Смесь 2 4,4* 10"~3 4,4-Ю"2 10

Соотношение МДК элодеи и дафний для этих соединений в логарифмической системе координат показано в графическом виде на рис. 20.

Проведенный анализ чувствительности объектов указал, что в условиях лабораторных исследований чувствительность элодеи к химическим соединениям, установленная по морфо-физиологическим показателям, в ряде случаев оказывается выше, чем чувствительность общепризнанного в токсикологии био-теста дафнии (Строганов, Пожитков, 1941; Строганов, 1972, 1975; Брагинский, 1979; Pravda, 1973;Knapek,bakota, 1974» Yung, 1975; Biesinger et al, 19^6; Kenaga, oj >j

-4

-5

-2 тфоу

ДЪОДУ^о о Л7А0ЗГ ttc- ТБО-иипграгть

TM ОУ-о

Sujc-TbO-M-auxirn

-2

-3 in мдя 7 рис. го.

Со о m Н-о сиет-си. а ИДИ rnoM (ULS¿ecs¿UJc сое^и-?-се?+ис1 gU-SL э^-ооеи. и ciCLcps-Usüu.

1978; кег^а, моо1епааг, 1979 и др.). Поэтому при установлении допустимых концентраций химических соединений в рыбохозяйствен-ных водоемах следует обратить более существенное внимание оценке токсических эффектов на водную растительность.

Изменение процессов жизнедеятельности элодеи вскрыло ряд общих и отличительных черт в реагировании наиболее чувствительного растительного объекта - элодеи на токсическое воздействие.

Наибольшее угнетающее действие на элодею оказали 00С. Токсическое действие ООО рассматривали в связи с дайной углеводородной цепочки радикала в гомологическом ряду триалкилстаннанов (от низших к высшим), количеством замещенных радикалов (вторичный и третичный), наличием арильного радикала.

Увеличение токсичности ООО для элодеи с увеличением числа атомов углерода в цепочке хорошо прослеживается для членов гомологического ряда от ТМОХ до ТАОХ. Действие последующего гомолога ТГОХ характеризуется уменьшением токсичности. Относительно высокая токсичность ТФОХ, по-видимому, связана с наличием ароматического кольца. Несколько меньшая токсичность обнаружена цри замене триалкильного радикала на ди- и слабая токсичность отмечена при замене на тетраалкильный радикал.

При действии производных ЖЩС и Щк были выявлены те же закономерности в реагировании элодеи, что и при действии ООО.

Последствия токсического действия на элодею могут быть ориентировочно предсказаны на основании результатов, полученных в опыте за 5 суток. Характер связи между приростом основного побега элодеи на 5-е сутки и выживаемостью растений на 30-е описывается уравнением регрессии. Связь показателя прироста основного побега с приростом на 5-е и 30-е сутки описывается уравнением параболы.

Степень токсического воздействия 00С отражается на динамике поглощения неорганического фосфата растительным организмом. Интенсивность поглощения фосфата элодеей зависит от концентрации соединений, продолжительности экспозиции в водной среде, а также от их химической структуры. В качестве индикаторных тканей у элодеи отмечены корни, в меньшей степени боковые отростки.

Функциональные нарушения растительных тканей проявляются значительно раньше, чем фиксируется достоверный биологический эффект. Кинетика изменения концентрации СР позволяет получить быструю информацию о нарушении фотосинтетического аппарата растительных клеток при действии химических соединений.

Реакция элодеи на загрязнение среды 00С проявляется не только в лабораторных условиях, но и в условиях модельных экосистем. Однако в лабораторных условиях она обнаруживается быстрее, чем в естественных. Аналогичные данные были получены другими авторами (Трапезникова, Чеботина, 1983). Существенную роль может играть разный режим токсического воздействия, а также наличие в бассейнах всевозможных метаболитов гидробионтов.

Изучение механизма реагирования водных растений на токсическое воздействие позволяет сделать выводы о характере нарушений процессов в растительном организме и, как было отмечено ранее Н.С.Строгановым (1976), предвидеть изменения в водном сообществе.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Король, Вера Михайловна, Москва

1. Агре А.Л., Райко А.П., Тимофеев-Ресовский Н.В. Влияние различной биомассы водных растений на концентрирование микроколичеств цезия и стронция в слабопроточных бачках. Бюл. МОИП, отд. биол., М., Изд-во Моск. ун-та, 1962, т. 67 /5/, с. 120127.

2. Агре А.Л., Молчанова И.В., Чекалова С.Н. Изучение влияния видового состава водных растений, грунта и фактора разбавления на процесс самоочищения воды от цезия 137. Бюл. МОИП, отд. биол., М., Изд-во Моск. ун-та, 1966, т. 71 /5/, с. 124127.

3. Альберт Э. Избирательная токсичность. М., "Мир", 1971, 431 с.

4. Апашева Л.М., Будаиашвили Д.М., Мурза Л.И., Найдич В.И., Шевченко В. И. Влияние детергентов на метаболизм хлореллы. В сб.: Проблемы водной токсикологии. П. Тез. докл. Петрозаводск, 1975, с. 51-52.

5. Апашева Л.М., Буджиашвили Д.М., Мурза Л.И., Найдич В.И., Богданов Г.Н., Эмануэль Н.М. Изменение парамагнитных свойств хлореллы под влиянием токсических химических соединений. ДАН СССР, 1976, т. 228, 3, с. 723-725.

6. Апашева Л.М., Буджиашвили Д.М., Найдич В.И., Шевченко В.А.

7. О связи чувствительности к внешним воздействиям с концентрацией свободных радикалов в клетках хлореллы. Общая биол., 1976а, т. 37, й 6, с. 924-928.

8. Апашева Л.М., Буджиашвили Д.М., Найдич В.И. О механизме поражения фотосинтетического аппарата клеток хлореллы при действии алкилсульфатов. ДАН СССР, 1978, т. 239, Л 6, с. 14691471.

9. Аржанов С.П. Среди вод и болот. Попул.-биол. очерки из жизни растений для самостоятельных и школьных экскурсий. Изд. 2-е, М., Гос. изд., 1921, 240 с.

10. Балаян А.Э. Влияние фенольных соединений на рост высших водных растений. В сб. : Норма и патология в водной токсикологии. Тез. докл. Байкальск, 1977, с. II0-III.

11. Белоконь Г. С. Прогнозирование развития высшей водной растительности и вызываемых ею помех в каналах. В кн. : Основные принципы прогнозирования качества воды в каналах и пути ограничения биологических помех. К., 1974, с. 26-35.

12. Библь Р. Цитологические основы экологии растений. М., "Мщ>", 1965, 463 с.

13. Блюменфельд Л.А., Калмансон А.Э. Спектры электронного парамагнитного резонанса биологических объектов. Биофизика^ 1957, т. 2, вып. 5, с. 552-565.

14. Богатырев И.О. Распределение некоторых радиоизотопов загрязненного водоема в воде, илу и растениях. Реф. докл. Бш. МОИП, отд. биол., М., Изд-во Моск. ун-та, 1969, т. 64 /2/, с. 150.

15. Брагинский Л. П. Пестициды новый токсикологический фактор водной среды (обзор). - Гидроб. журн., 1968, т. 4, Л I,с. 85-93.

16. Брагинский Л.П. Проблема пестицидов в водной токсикологии. -В сб.: Вопросы водной токсикологии. М., "Наука", 1970, с.81-88.

17. Брагинский Л.П., Кузьменко М.И., Карпезо Ю.И., Храмцов К.П. Эффективность применения гербицидов для борьбы с зарастанием каналов Краснознаменной оросительной системы. Мат-лы 2 респ. конф. Укр., фил. Всесоюз. геоботан. о-ва. К., 1970а, с. 12-14.

18. Брагинский Л.П., Бескаравайная В.Д., Шербань Э.П. Реакция пресноводного фито- и зоопланктона на воздействие пестицидов.- Изв. АН СССР, сер. биол., 1979, & 4, с. 599-606.

19. Будаиашвили Д.М., Апашева Л.М., Каличева Г.С., Кузнецова З.И., Наидич В. И. Изучение методом ЭПР влияния детергентов на водное растение Elodea canadensis. Сообщ. АН ГССР, 1977, Т.86,ib I, с. 193-195.

20. Будаиашвили Д.М. Изменение парамагнитных свойств клеток как показатель токсического действия агентов окружающей среды на растение. Автореф. канд. дис., М., 1979, 18с.

21. Варенко Н.И., Чуйко В. Т. Роль высшей водной растительности в миграции марганца, цинка, меди и кобальта в Днепродзержинском водохранилище. Гидроб. журн., 1971, 7, с. 54г-57.

22. Веселов Е.А., 1усев А.Г., Строганов Н.С. О влиянии загрязнения на биологические процессы в водоемах. В кн.: Мат-лы Всесоюзн. конф. по охране поверхностных и подземных вод от загрязнений. М., 1967, с. 80-83.

23. Винберг Г. Г. Значение фотосинтеза для обогащения воды кислородом при самоочищении загрязненных вод. Тр. НПБО, 1955, т. 6, с. 46-69.

24. Владимирова М.Г., Семененко В. В. Интенсивная культура одноклеточных водорослей. М., Изд-во АН СССР, 1962, 58 с.

25. Воробьева И.А. Макрофиты. Первичное продуцирование органического вещества. В сб. : Оловоорганические соединения и жизненные процессы гидробионтов. М., Изд-во Моск. ун-та, 1975, гл. 3, с. 88-104.

26. Воронихнн H.H. Растительный мир континентальных водоемов. М.-Л., Изд-во АН СССР, 1953, 411 с.

27. Врочинский К.К., Гриб И.В., Гриб A.B. Содержание хлороргани-ческих инсектицидов в водных растениях. Гидроб. журн., 1970, В 6, с. 107-109.

28. Галкина Н.В., Абдуллаев Д.А., Захарова В.А. Биологические и кормовые особенности ряски малой. Узбек, биол. журн., 1965, 9, Ш 3, с. 44-47.

29. Гапоненко В.И., Стажецкий В. Изменение интенсивности фотосинтеза и содержание хлорофилла у ряски в связи с возрастом и условиями освещения. Физиол. раст., 1969, т. 16, вып. 6,с. 993-1001.

30. Горюнова C.B. Исследование действия цинка, кобальта и кадаия на зеленые протококковые водоросли. Автореф. канд. дне., М., 1980, 20 с.

31. Гребинский С.О. Основные закономерности индивидуального развития растений. Львов-Харьков, Изд-во Харьк. ун-та, 1953, 224 с.

32. Гребинский С.О. Рост растений. Уч. пос. Львов, Изд-во Москв. ун-та. 1961, 296 с.

33. Гуревич Ф. А. О рож фитовыделений в ценозах водоемов. В кн.: Физиологически активные соединения биогенного происхождения. М., Изд-во Моск. ун-та, 1971, с. 32-35.

34. Гуревич Ф.А., Ястребова О.Я. Фитонцидные свойства высших водных и прибрежных растений. В сб.: Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. раст. Тез. докл. Борок, 1977, с. I09-II0.

35. Гуревич Ф.А. Роль фитонцидов во внутренних водоемах. Водные ресурсы, 1978, № 2, с. 133-157.

36. Гусев А.Г. Охрана рыбохозяйственных водоемов от загрязнений. М., Пищевая пром., 1975, 367 с.

37. Данильченко О.П., Строганов Н.С. Сравнительное действие три-этилоловохлорида и пентахлорфенолята натрия на эмбриональное развитие костистых рыб. В сб.: Экспериментальная водная токсикология. Рига. "Зинатне", 1973, вып. 5, с. 61-73.

38. Дексбах Н.К. Водная растительность и ее значение в борьбе с последствиями промышленных загрязнений. В кн.: Охрана природы на Урале. Свердловск, 1964, вып. 4, с. 63-66.

39. Дексбах Н.К. Антропогенное воздействие на континентальные, морские и океанские биогидроценозы. Гидроб. журн., 1973, Jß 4, т. 9, с. III-II7.

40. Добрунов 1.Г. Физиологические изменения в онтогенезе растений. Изд-во Акад. наук Каз.ССР, 1956, 251 с.

41. Журавлева I.A. Влияние высшей водной растительности на гидрохимический режим пойменных водоемов нижнего Днепра. Гидроб. журн., 1973, т. 9, В I, с. 23-31.

42. Завойский Е.К. Исследование парамагнитной релаксации в параллельных и перпендикулярных полях. Докт. дис. М., 1944, 250 с.

43. Золотницкий Н.Ф. Водяные растения для аквариумов комнатных, садовых и оранжерейных. Рук-во к уходу, воспитанию и размножению этих растений. М., Карцев, 1887, 279 с.

44. Ивлев B.C. Влияние тростниковых зарослей на биологический и химический режим водоемов. Тр. ЕЕБО, 1950, т. 2, с. 79-102.

45. Исакова Е.Ф. Реагирование некоторых низших ракообразных на химическое загрязнение воды. Канд. дис., М., 1982 , 237 с.

46. Кабанов Н.М. 0 химической и санитарно-биологической роли мак-рофитов в Клязьминском водохранилище. Тр. ЕЕБО, 1961а,т. II, с. 361-369.

47. Кабанов Н.М. Определение фотосинтеза и биомасс цри санитарных исследованиях водоемов. В сб. : Первичная продукция морей и внутренних вод. Минск. Изд-во Мин-ва высш., средн. спец. образов. БССР, I96I6, с. 350-355.

48. Кабанов Н.М. Васшие водные растения в связи с загрязнением континентальных водоемов. Тр. ЕЕБО, 1962, т. 12, с. 410-416.

49. Касинов В.Б. Скорость размножения и выживаемость ряски I».minorпосле ^ -облучения. Радиобиология, 1966, т.6, вып. 4, с. 605-612.

50. Касинов В. Б. Взаимодействие материнского и дочернего щитковв процессе роста колонии ряски Lemna minor l. Бот. журн., 1968, т. 53, JS II, с. 1558-1569.

51. Касинов В.Б., Павлова I.E. Взаимодействие сестринских щитков в колонии ряски Lemna minor ъ. в связи с явлением левизны-правизны. Бот. журн., 1970, т. 55, & 12, с. 1748-1763.

52. Кашина Н.Ф., Тимофеева С.С., Апарцин М.С., Стом Д.И. Поступление фенольных соединений в клетки харовых водорослей. В сб.:Норма и патология в водной токсикологии.Байкальск, 1977, с. 103-104.

53. Кашина Н.Ф. Роль макрофитов в элиминировании ароматических аминов. В сб.: Обобщенные показатели качества вод - 83. Тез, докл. совещ. по биотест, и биондик. Черноголовка, 1983, с.170-171.

54. Ковальский В. В. , Грибовская И.Ф., Самарина Б.Ф. Концентрирование микроэлементов водными растениями. В сб.: Биология озер. - Тр. Всес. симп. по основн. проблем, пресноводн. озер, Вильнюс, 1973, т. 3, с. 79-86.

55. Коган Ш.И. Об охране водоемов. В сб.: Тезисы докл. 1-ой Науч. конф. по охране природы Туркменистана. Ашхабад, 1976, с. 22-23.

56. Коган Ш.И. Водоросли и высшие водные растения в условиях антропогенного эвтрофирования водоемов. Бот. журн., 1980,

57. Л II, т. 65, с. 1569-1578.

58. Кокин К.А. О фильтрующей роли высшей водной растительности в процессах самоочищения реки Москвы. Научн. докл. высшей шк., биолог, науки, 1961, В 4, с. 104-108.

59. Кокин К. А. О фильтрационной роли высшей водной растительности в процессах самоочищения реки Mo сеты. Бюл. МОИП, отд. биол., M., 1962, т. 67, вып. I, с. I5I-I54.

60. Кокин К.А. О роли погруженных макрофитов реки Москвы в самоочищении воды. Автореф. канд. дис., M., 1963, 20 с.

61. Кокин К. А. О роли погруженных макрофитов в самоочищении воды. Тр. БГБО АН СССР, 1963а, т. 14, с. 234-247.

62. Кокин К.А., Ананьева Д.И., Иванова Т.Н. О влиянии некоторых погруженных макрофитов на процессы самоочищения хозяйственной бытовой сточной жидкости в лабораторных условиях. Бюл. МОИП, отд. биол., 1965, т. 70, вып. 2, с. I40-I4I.

63. Коломиец А.§., Мочалкин А. И. Влияние гербицидов типа 2,4-Дна уровень свободнорадикальных процессов в растениях. В вн. :I

64. Свободнораджальные процессы в биологических системах. Тр. МОИП, Изд-во "Наука", 1966, т. 16, с. 184-186.

65. Комиссаров C.B., Шапошникова В.А. Очистка шахтных вод с помощью высших водных растений. Вод. ресурсы, 1976, JÊ 5,с. 198-204.

66. Король В.М. Влияние триметилоловохлорида и триамилоловохлори-да на водоросли и высшие растения. В сб. : Реагирование гидробионтов на оловоорганические соединения, М., Изд-во Моск. ун-та, 1979, с. 22-44.

67. Король В.М., Строганов Н.С., Апашева I.M. Изменение концентрации свободных радикалов как тест для оценки степени токсичности вод. В сб.: Теоретические вопросы биотестирования. Волгоград. 1983, с. I59-I6I.

68. Костандов 1. Химизация народного хозяйства важное направление научно-технического црогресса. - Коммунист. Изд-во "Правда", 1971, № 18, с. 73-85.

69. Кочетов Ю.В. Использование биохшилюминесцентного метода цри определении термоустойчивости элодеи. С.-хоз. биол., 1980, т. 15, В 5, с. 793-795.

70. Кочкин Д. А. Физико-химические свойства и реакционная способность олово- и свинецорганических соединений. В сб.: Синтез и свойства оловоорганических соединений. Калинин. Изд. Ibc. ун-т, 1975, с. 3-18.

71. Кравец В. В. Интенсификация процессов доочистки и обеззараживания сточных вод в биологических прудах и их санитарная оценка. Вод. ресурсы, 1976, № 5, с. 205-209.

72. Кроткевич Г. Г. Биолого-экологические свойства и народнохозяйственное использование тростника обыкновенного. Автореф. канд. дис. К., 1970, 22 с.

73. Круликовска Е. Влияние линурона на транспирацию рогоза Typha latifolia ь. В сб.: Экспериментальная водная токсикология. Рига "Зинатне", 1976, вып.6, с. 54-64.

74. Куликов Н.В., Любимова С.А., Тимофеева H.A. Накопление некоторых радиоизотопов живыми и мертвыми тканями пресноводных растений. Радиобиол., 1967, т. 7, вып. 2, с. 271-274.

75. Куликов Н.В., Любимова С.А., Тимофеева H.A. Роль пресноводных растений в процессах соосаждения стронция 90 с карбонатами кальция. - Эколог., 1970, £ 4, с. 55-58.

76. Лебедев С. И. Физиология растений. Киев. Головное изд-во, изд-во объединения "Вища школа", 1978 , 440 с.

77. Лёопольд А. Рост и развитие растений. М., "Мир", 1968, 489 с.

78. Лейнерте М.П. Влияние внешнего ¿'-облучения высших водных растений на накопление ими Sr50, es1-37 и се144 Радиобиол., 1969, т. 9, вып. 3, с. 427-432.

79. Лейнерте М.П., Сейсума З.К. Роль прибрежноводных растений цресноводных водоемов в концентрировании Ca и Sr (стабильного и радиоактивного). В сб.: Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежноводн. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, с. II7-II9.

80. Липин А.Н. Пресные воды и их жизнь. Учпедгиз, 1941, 408 с.

81. Логинова Л.Н. Особенности дыхания и окислительных систем погруженных растений. Канд. дис. М., 1964, 179 с.

82. Лукина Г. А. Биология рясковых. В сб.: Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, с. 21-22.

83. Лукина Г.А. О биологии рясковых. В сб.: Круговорот веществ и биологическое самоочищение водоемов. К., "Наукова думка", 1980, с. 122-124.

84. Любименко В.Н. Биология растений. Вещ. I, 1921, 47 с.

85. Любименко В.Н. Фотосинтез и хемосинтез в растительном мире. М.-Л., 1935, 322 с.

86. Любимова С.А., Пискунов Л.А., Вознесенская Г.И. О накоплении стронция-90 и цезия-137 в некоторых макрофитах Среднего Урала. В сб.: Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. растения. Тез. докл. Борок, 1977, с. II7-II9.

87. Любинский H.A. Физиология вегетативного размножения растений в свете современных данных. В кн.: Рост растений. - Мат-лы совещ. по физиол. и экол. роста растений. Львов, 1959, с. 197-202.

88. Мазаев В. Т. Гигиенические аспекты охраны водоемов при производстве и применении оловоорганических соединений. Автореф. докт. дис., М., 1978, 31 с.

89. Майстеренко Ю.Г., Денисова А.И., Багнюк В.М., Арямова Ж.М.

90. К роли высшей водной растительности в накоплении органических биогенных веществ в водоемах Гидроб. журн., 1969, т. 5, № 6, с. 28-40.

91. Максимов H.A. Развитие учения о водном режиме и засухоустойчивости растений от Тимирязева до наших дней. Тимирязевские чтения 1У. М., Ленинград, Изд-во АН СССР, 1944, 47 с.

92. Марчюленене Д.П., Душаускене-Дуж Р.Ф., Мотеюнене Э.Б., Няни-шкене В.Б., Поликарпов Г.Г., Воробьев Л.Н. Кумуляция 210ръв пресноводных растениях. Гидроб. журн., 1978, т. 14, .£ 6, с. 81-85.

93. Мережко А. И. Роль концентрации водородных ионов в продуктивности синезеленых водорослей. В кн.: Цветение воды. Bin. 2, К., 1969, с. 96-102.

94. Мережко А.Н. Роль высших водных растений в самоочищении водоемов. Гидроб. журн., 1973, т. 9, II 4, с. II8-I25.

95. Мережко А.И., Шиян П.Н. Источники углерода для фотосинтеза погруженных растений. Гидроб. журн., 1974, т. 10, $ I, с. I03-II5.

96. Мережко А.И., Лузина Л.Ф., Шокодько Т.И. Влияние различных концентраций фенола и атразина на высшие водные растения. -В сб.: Формирование и контроль качества поверхностных вод. К., "Наукова думка", 1975, вып. I, с. 100-105.

97. Мережко А.И., Якубовский К.Б. З&сшие водные растения как фактор, цредотврапщщий загрязнение водоемов поверхностным стоком. В сб.: Формирование и контроль качества поверхностных вод. К., "Наукова думка". 1976, вып. 3, с. 34-37.

98. Мережко А.И., Шиян П.Н., Ляшенко А.Н. Поглощение водными растениями ДЦТ, севина и некоторых органических кислот из водоема. В об.: Экспериментальная водная токсикология. Рига "Зи-натне", 1976, вып. 6, с. 48-64.

99. Мережко А. И. Эколого-физиологические особенности высших водных растений и их роль в формировании качества воды. Автореф. докт. дисс. М., 1978, 46 с.

100. Мережко А.И., Шокодько Т.И. Особенности поглощения ДЦТ высшими водными растениями. Гидроб. журн., 1978, т. 14, № 3,с. 84-90.

101. Мережко А.И., Шокодько Т.Н., Смирнова H.H., Донцов М.Б. Реакция корней Phragmites communis Trin. (тростника) на воздействие ДЦТ и ЮТ. Гидроб. журн., 1978, т. 14, J& 4, с. 114115.

102. Мессинева М.А., Горбунова Н.М. Процесс разложения макрофитов пресных озер и участие их остатков в формировании озерных иловых отложений. М., Изд-во АН СССР, сер. биол., 1946, вып. 5, с. 565-580.

103. Митчелл Ральф- Источники загрязнения воды. В сб.: Микробиол. загрязнен, вод. М., "Медицина", 1976, с. 11-16.

104. Морозов Н.В., Петрова Г.Н., Петров Р.Б. Роль высшей водной растительности в самоочищении рек от нефтяного загрязнения. -Гидроб. журн., 1969, т. 5, Л 4, с. 73-79.

105. Морозов Н.В., Петров Г.Н. О путях интенсификации самоочищения водоемов от нефти. Мат-лы Ш Всесоюз. симпоз. по воцр. самоочищ. водоемов и смешения сточных вод, 3-й, Таллин, М-Таллин, 1969, ч. 2, с. 135-140.

106. Морозов Н.В., Петров Г.Н. Опыты по самоочищению воды от нефтив присутствии водной растительности. Б сб.: Теория и практика биологического самоочищения загрязненных вод. М., "Наука", 1972, с. 42-46.

107. Морозов Н.В., Телитченко М.М. Ускорения очищения поверхностных вод от нефти и нефтепродуктов вселением в них макрофи-тов. Вод. ресурсы, 1977, В 6, с. I20-I3I.

108. Морозов Н.В., Торпищева A.B. Микроорганизмы, окисляющие нефть и нефтепродукты в присутствии высших водных растений. Гид-роб. журн., 1979, т. 9, В 4, с. 66-73.

109. Музафаров A.M., Абдиев М., Таубаев Т.Т. Биолого-экологические особенности ряски малой (Lemna minor L.) в водоемах Узбекистана. Узбек, биол. журн., 1968, г. 12, В 6, с.38-41.

110. Myзафаров A.M., Таубаев Т.Т., Абдиев М. Об использовании ряски малой в корме домашней птицы. Узбек, биол.журн., 1968, г. 12, В 3, с. 44-46.

111. Музафаров A.M.', Таубаев Т.Т. Охрана водоемов и роль высшей водной растительности и водорослей в очистке коммунально-промышленных стоков. Мат-лы совещ. по охране объектов рас. тит. мира респ. Средней Азии и Казахстана. Ташкент, 1971,с. 74-87.

112. ИЗ. Нечаева В.И., Меньшикова O.A., Стом Д.И. Общая реакция водных растений на действие повреждающих факторов. В сб.: Норма и патология в водной токсикологии. Баикальск, 1977, с. 103-104.

113. Николаев В. H. О причинах ускорения окисления нефти микроорганизмами в присутствии водных растений. В сб. : Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, с. I3I-I33.

114. Парина О.В., Путинцев А.И., Строганов Н.С., Филенко О.Ф. К вопросу о молекулярном механизме токсического действия соединений олова. В сб.: Биофизические аспекты загрязнения биосферы, М., "Наука", 1973, с. 108-109.

115. Парина О.В., Лысенко В.В., Патрикеев В.В. Влияние триалкиль-ных соединений олова на железопорфириновые ферменты тканей карпа. В сб.: Оловоорганические соединения и жизненные процессы гидробионтов. М., Изд-во Моск. ун-та, 1975, с. 202-208.

116. П7.Парина О.В. Накопление и выведение оловоорганических соединений карпом в связи с химическим загрязнением водоемов. Канд. дисс., M., 1979, 171 с.

117. Петрова И. А. Высшая водная растительность и ее продукция в разнотипных озерах Южного Урала. В сб. : Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, с. 87-89.

118. Петрова Р.Б. Высшие водные растения и диспергаторы нефти в очищении воды от нефтяного загрязнения. В сб. : Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, с. 133-135.

119. Петькова Л.М., Лубянов У.П. Концентращя деякхх ткроелемен-т1в у макрофо.т!в водойм степово! вони Укра±ни. Укр. бот. журн., 1969, т. 26, Ш 5, с. 90-97.

120. Плохинский H.A. Биометрия. 2-е изд-ие. М., Моск. ун-т, 1970, 366 с.

121. Пожитков А. Т. К вопросу о влиянии "фенольных" сточных вод на рыб. Учен. зап. МГУ, 1937, вып. 9, биол., с. 73-86.

122. Полищук P.A. Исследование устойчивости отдельных метаболических звеньев морских водорослей макрофитов в условиях действия высоких концентраций тяжелых металлов. - В сб.: Проблемы водной токсикологии. II. Тез. докл. Петрозаводск, 1975,с. 34-36.

123. Потапов A.A. Вопросы физиологии и экологии погруженных гидрофитов. Успехи совр. биол., 1950, т. 29, вып. 3, с. 429441.

124. Потапов A.A. Фотосинтез погруженных растений в связи с зарастанием верховьев Цымшшского водохранилища. Тр. НЕБО, 1956, т. 7, с. 52-66.

125. Потапов A.A. Зарастание мелководий водохранилищ Европейской части СССР гидрофитами, их хозяйственное и санитарно-эпидемиологическое значение. Автореф. докт. дис. М., 1962, 46 с.

126. Радцева Г.Е., Радцев B.C. Физиологические аспекты действия химических регуляторов роста на растения. М., "Наука", 1982, 147 с.

127. Рокицкий П.Ф. Биологическая статистика. Минск, Изд-во "Ввппэйшая школа", 1973, 319 с.

128. Россолимо Л. Л. Загрязнение вод и антропогенное евтрофирование внутренних водоемов. Еидроб. жур., 1975, т. II, Л I, с.5-11.

129. Ростовцев С. И. Биолого-морфологический очерк рясок. М., Изв. Моск. с.-х. ин-та, 1905, 108 с.

130. Ростовцев З.П. Некоторые данные о первичной дифференциации клеток верхушечной меристемы. В сб.: Рост растений. - Мат-лы совещ. по физиол. и экол. роста растен. Изд-во Львовского ун-та, 1959, с. 53-56.

131. Рычин Ю.В. Флора гигрофитов. Определитель по вегетативным признакам сосудистых растений водоемов и сырых и влажных местообитаний Центр, части европ. территории СССР. Уч. пос. М., "Советская наука", 1948, 448 с.

132. Сабинин Д. А. О ритмичности строения и роста растений. Бот. журн. 1957, т.42, tè 7, с. 997-1010.

133. Сатклифф Дк. Ф. Поглощение минеральных солей растениями. М., "Мир", 1964, 221 с.

134. Смирнова H.H. Влияние экзогенных аминокислот на продуктивность некоторых высших водных растений. Гидроб. журн., 1975, т. II, J6 4, с. 47-53.

135. Стом Д.И. Влияние на эндоплазму Hiteiia sp. пирокатехина в зависимости от места его поступления в клетку. ДАН СССР, 1974, т. 217, В 6, с. 1443-1445.

136. Стом Д.И., Бобовская Л.П., Калмычков Г.В., Чернышева О.Н. -В сб. продуктивность Байкала и антропоген. изменения его природы. Иркутск, 1974, с. 314-318.

137. Стом Д.И. , Бобовская Л.П., Тимофеева С.С. и др. Влияние фенолов и продуктов их окисления на водные растения и содержание в них сульфгидрильных групп. ДАН СССР, 1974а, т. 216, № 3, с. 698-701.

138. Стом Д.И., Кузеванова E.H. Распределение сульфгидрильных групп в клетках witeiia sp. и влияние на них полифенолов и П-бен-зохинона. Цитолог., 1976, т. 18, № 2, с. 230-232.

139. Стом Д.И., Рогозина H.A. Возможные пути влияния хиноновых пестицидов на движение протоплазмы водных растений. В кн. : Экспериментальная водная токсикология. Рига "Зинатне", 1976, вып. 6, с. III-II8.

140. Стом Д.И., Кашина Н.Ф., Нечаева В.И., Белых Л.И., Тимофеева С.С. О возможности использования uiteiia sp. для регулирования содержания в воде канцерогенных аминов. Физиолог, растений, 1979, т. 26, вып. I, с. 193-198.

141. Строганов Н.С. Физиологическое действие продуктов экстракции и распада древесины на речных рыб. Уч. зап. МГУ, 1937, вып. 9, Биология, с. 46-72.

142. Строганов Н.С. Токсикология водных животных в связи с действием сточных промышленных вод на водоем. Зоолог, журн., 1940, т. 19, вып. 4, с. 566-579.

143. Строганов Н.С., Пожитков А.Т. Действие сточных промышленных вод на водные организмы. Уч. зап. МГУ, 1941, вып. 60. Биология, с. 28-88.

144. Строганов Н.С. Проблемы водной токсикологии в свете экологической физиологии. Гидроб. журн., 1967, т. 3, № 5, с. 70-80.

145. Строганов Н.С. Загрязнение вод и задачи водной токсикологии.-В сб.: Вопросы водной токсикологии. М., "Наука", 1970,с. 11-23.

146. Строганов Н.С. Методика определения токсичности водной среды.-В кн.: Методики биологических исследований по водной токсикологии. М., "Наука", 1971, с. 14-60.

147. Строганов Н.С. Биологический критерий токсичности в воднойтоксикологии. В кн.: Критерий токсичности и цршщипы методик по водной токсикологии. М., Изд-во Моск. ун-та, 1971а, с. 14-28.

148. Строганов Н.С. Загрязнение водоемов и биологическая оценка качества вод. Вод. ресурсы, 1972, J& 2, с. 34-52.

149. Строганов Н.С. Научные основы установления 1Щ токсических веществ в открытых водоемах. В сб.: Научные основы установления ПДК в водной среде и с шло очищение поверхностных вод. М., 1972а, с. 7-10.

150. Строганов Н.С. Теоретические аспекты действия пестицидов на водные организмы. В сб.: Экспериментальная водная токсикология. Рига "Зинатне", 1973, вып. 5, с. 11-38.

151. Строганов Н.С. Научные основы установления ЦДК токсических веществ в открытых водоемах. Вод. ресурсы, 1974, № I,с. II0-I2I.

152. Строганов Н. С. Современные вопросы охраны окружающей среды и проблемы водной токсикологии. В сб.: Проблемы водной токсикологии. I. Тез. докл. Петрозаводск, 1975, с. 3-6.

153. Строганов Н.С. Некоторые общие вопросы анализа действия оло-воорганических соединений на гидробионтов. В сб.: Оловоор-ганические соединения и жизненные цроцессы гидробионтов. М., Изд-во Моск. ун-та, 1975а, с. 241-259.

154. Строганов Н.С. Механизм реагирования гидробионтов и механизм действия токсикантов. В сб.: Проблемы водной токсикологии. I. Тез. докл. Петрозаводск, 19756, с. 139-142.

155. Строганов Н.С. Сравнительная чувствительность гидробионтов к токсикантам. Итоги науки и техники. Общая экология, биоценология, гидробиология. М., 1976, т. 3, водн. токсик., с. I5I-I76.

156. Строганов H.С. Токсическое загрязнение водоемов и деградация водных экосистем. Итоги науки и техники. Общая экология, биоценология, гидробиология. М., 1976а, т. 3, водн. токсик., с. 5-47.

157. Тимофеева С.С., Стом Д.И., Буторов В.В. Усвоение бензола и фенолов гомогенатами харовой водоросли Niteiia sp.-Физиол. растений, 1980, т. 27, вып. I, с. 165-170.

158. Тимофеева С. С. Молекулярно-биохимические подходы к оценке взаимодействия ксенобиотики-гидрофиты. В сб. : Влияние фе-нольных соединений на гидробионтов. Иркутск, 1981, с. 3-9.

159. Тимофеева С.С. Оценка токсичности компонентов сточных вод золотоизвлекательных фабрик на водных растений. В сб. : Обобщенные показатели качества вод - 83. Тез. докл. совещ. по биотест, и биоиндик., Черноголовка, 1983, с. 159-161.

160. Титова A.A. О накоплении гербицида 2,4-Д некоторыми водными растениями. Гидроб. журн., 1978, т. 14, В 4, с. II0-III.

161. Трапезников A.B., Чеботина М.Я., Трапезникова В.Н., Куликов Н.В. Влияние подогрева воды на накопление б0со, 90sr, 137cs, Ca и К пресноводными растениями. Экология, 1983, Ш 4, с. 68-70.

162. Туманов И. Ростовые вещества. Моск. раб., 1947, 56 с.

163. Унгуряну Д. В. Очистка производственных сточных вод в биологических прудах. Кишинев, "Штиинца", 1975, 103 с.

164. Успенская В. И. Экология и физиология питания пресных водорослей (курс лекций). М., Изд-во моек, ун-та, 1966, 122 с.

165. Федулова А.Н. Действие диспергаторов нефти на биоэлектрические свойства харовой водоросли îïiteiia fiexiiix. Науч. докл. высш. школы. Биол. н., 1976, ä 10, с. 31-35.

166. Федченко Б. А. Биология водных растений как предмет изучения в школе. Л.-М., Гос. изд., 1925, 132 с.

167. Филенко О.Ф. Токсикологический аспект. В сб.: Оловоорга-нические соединения и жизненные процессы гидробионтов. М., Изд-во Моск., ун-та, 1975 , с. 41-50.

168. Францев A.B. О некоторых путях воздействия на жизнь водоемов. Тр. ЕГБО, 1961, т. II, с. 323-330.

169. Хоботьев В.Г., Капков В.И. Культивирование зеленых водорослей и использование их в токсикологических экспериментах. В кн.: Методики биологических исследований по водной токсикологии. Изд-во "Наука", М., 1971, с. 219-231.

170. Г72. Хржановский В. Г. Курс общей ботаники. T.I. Цитология, гистология, органография» размножение. М., "Высшая школа", 1976, 271 с.

171. Г73. Чайлахян М.Х. Основные закономерности онтогенеза высших растений. М., Изд-во АН СССР, 1958, 79 с.

172. Четвериков А. Г., Жолкевич В.Н. Содержание свободных радикалов и дыхание тканей высших растений. В кн.: Свободно-радикальные процессы в биологических системах. - Тр. МОИП, М., Изд-во "Наука", 1966, т. 16, с. 175-179.

173. Г75. Шиган С.А. Расчетные методы в проблеме гигиенического нормирования химических загрязнений вод. Гигиена и санитария, 1976, В II, с. 15-19.

174. Шиян П.Н., Мережко А. И. Влияние концентрации водородных ионов на фотосинтез и метаболизм радиоуглерода у водных растений. Гидроб. журн., 1972, т. 8, $ 2, с.34-41.

175. Школьник М.Я. Микроэлементы в жизни растений I., "Наука", 1974, 185 с.

176. Шокодько Т.И., Мережко А.Й. Воздействие хлорорганических пестицидов на активность фотосинтетического аппарата водных растений. В сб.: Первая Всес. конф. по высш. вод и прибреж-новод. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, 152-153.

177. Шокодько Т.Н., Мережко А.И., Ляшенко А.Н. Влияние ДЦТ и ГХЦГ на ассимиляцию И ОТТОК у Phragmites communis (Drin.- Гидроб. журн., 1978, т. 14, с. 105-109.

178. Шутов Д.М. Ассимиляция водных растений и активная реакция среды. Уч. зал. Саратовск. гос. ун-та, 1926, т. 5, вып. 2, 112 с.

179. Эмануэль Н.М., Шуляковская Т.А., Кондратьева В.А. Изменение содержания свободных радикалов в тканях организма при токсическом действии химических соединений. ДАН СССР, 1973, т. 209, В 5, с. I2I3-I2I4.

180. Эмануэль Н.М., Липсиц Д. В., Круглякова К.Е., Долягин А. Б., Симонян Г. Г. Роль свободных радикалов в ракоустойчивости картофеля. Тез. докл. 12 Междун. Бот. Конгр., Л. 1975, с. 503.

181. Эрдели Г. С. Влияние гиббереллина на процессы фотосинтеза. -В кн.: Фотосинтез, дыхание и органические кислоты. Воронеж, 1980, с. 33-36.

182. Юрин В.М., Бобров В.А., Коренец Л.А., Плакс A.B., Стом Д.И. Действие фенольных соединений на электрофизиологические свойства плазмолеммы и тонопласта клеток Hitella fiexilis. зиол. растений, 1979, т. 26, № 4, с. 703-710.

183. Юрин В.М., Плакс A.B. О методике экспрессного тест!фования загрязнения водоемов на клетках харовых водорослей. В сб.: Экспериментальная водная токсикология. Рига "Зинатне", 1981, вып. 7, с. 7-12.

184. Яблоков A.B. Изменчивость млекопитающих. М., "Наука", 1966, 363 с.

185. Яковлев С. В., Воронов 10. В. Биологические фильтры. М., Строй-издат, 1975, 136 с.

186. Якубовский К.Б., Мережко А.И. Поглощение биогенных веществ высшими водными растениями как фактор предотвращения евтро-фирования водоемов. Черноголовка. Изд-во АН СССР, 1974, с. II9-I2I.

187. Якубовский К.Б., Мережко А.И. Значение высших водных растений в формировании качества воды. В сб.: Формирование и контроль качества поверхностных вод. К., "Наукова думка", 1976, с. 136-142.

188. Якубовский К.Б. 0 миграции биогенов в водоеме с участием высших водных растений. В сб.: Первая Всес. конф. по высш. вод. и прибрежновод. растениям. Тез. докл. Борок, 1977, с. 153-155.

189. Ярвекюльг А., Кукк Э. Общие проблемы биоиндикации Финского залива. В сб.: Обобщенные показатели качества вод - 83. Практические вопросы биотест, и биоиндик. Тез. докл. Черноголовка, 1983, с. 136-143.

190. Allenby К. Some Analyses of Aquatic Plants and V/aters. Hy-drobiologia, 1968, v. 32, N 3-4» p. 468-490.

191. Altbaus H. Biologische Abwasserreinigung mit Flechtbinser. -Sonderdruck aus G\7P. "Das Gas und Wasserfach", 1966, Bd. 107» H. 18, S. 486-488 (Wasser-Abwasser).

192. Beitz H., Hartisch I., Seefeld F., Heinisch E. Zur Annehmbarkeit von DDT durch Pflanzen aus dem Boden. Arch. Pflanzenschutz, 1970, Bd. 6, H. 2.

193. Biesinger K.E., Lemke A.E., Smith W.E., Tyo R.M. Comparative toxicity of polyelectrolytes to selected aquatic animals. -I.Mater Pollut. Contr. Fed., 1976, v. 48, 11, p. 183-187, 215-216, 220, 224, 228.

194. Brien 0., Mary C., Prendeville G. Effect of herbicides on cell membrane permeability in Lemna minor Weed. Res.,1979, v. 19, IT 6, p. 331-334.

195. Bunch R.L. Biological filters. I.Water Pollut, Contr. Fed. 1974, v. 46, H 6, p. 1121-1123.

196. Chiandani Ginseppe. Gontenuti normali ed accumuli di rame in Phragmites communis Trin. come risposta a quell nei sediment die see laghi italiani. Mem. ist ital. Gidrobiol. Dott. M. Merchi, 1969, 25.

197. Commoner B., Townsend I., Pake G. Free radicals in biological materials. Nature, 1954, v. 174, p. 689-692.

198. Czuba M., Mortimer D. Stability of methylmercury and inorganic mercury in aquatic peants (Elodea densa). Can. I.Bot,1980, v. 58, N 3, P. 316-320.

199. Darrow G.M. Effect of light, temperature and transpiration on elongation of canes of raspberry, Proc. Am. Soc. Hort. Sei., 1929, 26, p. 308-311.

200. Deschiens R., Brotters H., Mvogo L. Application sur le terrain, au Cameroum, dans la prophylaxic des bilharzioses de 1'action molluscicide de 1'oxide de tributyletain. -Bull. Soc. Pathol. Exot., 1966 (1967), 59(6).

201. Durio P. Inquinamente da Stannorganici in risaia. Acqua aria, 1978, H. 9, S. 667-668.

202. Ehrke G. Die Einwirkung der Temperatur und des lichtes aufdie Atmung und Assimilation der Ivleersalgen. Planta, 1931» Bd. 9, S. 631-638.

203. Evans C.F. Entwicklungen in der Organozinnindustrie. Teil I, Triorganozinnverbindungen. Zinn und seine Verwend, 1974,1. 100, S. 3-6.

204. Floch H. , Deschiens R. Etude comparee de l'action sollusci-cide du 5,2' dichloro - 4' - nitro - salicylanilide (Bayer 73) et de sels (acetate et chloride) de triphenyle-tain. -Bull. Soc. Pathol. Exot., 1962(63), 55(5).

205. Günther W., Albrecht G. Toxische Schwermetalleffekte bei submersen Wasserpflanzen. Wiss. L. Techn. Univ. Dresden, 1975, Bd. 24, H. 6, S. 1459-1460.

206. Hodge V., Sharon L., Seider and Edward D. Determination of tin (IV) and organotin compounds in natural waters, coastal sediments and macroalgae by atomic absorbtion spectrometry. -Anal. Chem. 1979, v. 51, U 8, p. 1256-1259.

207. Horbach W. , Hornig L., Weise G. Beeinflussung des Kohlen-diosidhaushaltes submerser höherer Wasserpflanzen im Fliessgewässer durch \7a3serschadstoffe. Acta hydrochim et hydrobiol., 1976, Bd. 4, H. 4, S. 363-384.

208. Hugh P., Hans M. Phytochromem endiated growth responses in green und etiolated Lerana minor. Planta, 1973, Bd. 109, H. 3, S. 281-291.

209. Kenada E.E. Test organisms and methods useful for early assesment of acute toxicity of chemicals. Enviren. Sei. and Technol., 1978, v. 12, U 12,p. 1322-1329.

210. Kenada E.E., Moolenaar R.I. Fisch and Daphnia toxicity as surrogates for aquatic vascular plants and algae. Enviren.

211. Sei. and Technol., 1979» v. 13, w 12, p. 1479-1480.

212. Klebs G. Portpflanzimg der Gewächse, Handwört. d. ITaturwiss., 1913, Bd. 4, S. 276-296.

213. Knapek R., Lakota s. Einige Biotests zur Untersuchung der toxischen Wirkung von Pestiziden im V/asser. Tagungsber Alcad. Landwirtschaftswiss. DDR, 1974, H. 126, S. 105-109.

214. Krolikowska Ioanna. Physiological effecht of triazine herbicides on Typha latifolia L. Pol. arch, hydrobiol., 1976, v. 23, N 2, p. 249-259.

215. Kronfeld P., Scheminsky F. Beiträge zur physikalisch -chemischen Biologie der Forellentwicklung, 2 Mitteit, Roux Archiv f. Entw. Mechanik, 1926, Bd. 107, S. 129-153.

216. Liebmann H. Die biologischen Grundlagen des Gewässerschutzes. Universitas, 1962, 17, 19.

217. Manning W., Juday C., Wolf M. Photosynthesis of aguatic plants at different depths in Trout lake. Wisconsin Trans. Wis. Acad. Sei., Acts, a Let., 1938, v. 31, p. 377-410.

218. Mason H. Comparative biochemistry of phenolase complex. -Advances Enzymol 1955, v. 16, p. 105-184.

219. Meyer B.S., Heritage A.C. Effect of turbidity and depth of immersion on apparent photosynthesis in Ceratophyllum demersum. Ecology, 1941» v. 22, p. 17-22.

220. IJeumann W.P. Die Organische Chemil des Zinns. 1967, Stuttgar.

221. IJümarm W. Die Möglichkeiten der Gewässereigung mit höheren Pflanzen nach den bisherigen Untersuchungsergebnissen und theoretischen Überlegungen. Rev. gesamt Hydrobiol., 1970, v. 55, H 1, p. 90-100.

222. Oota V., Takata K. Changes in microsomal ribonucleoproteinsin the time course of germination. Physiol. Plantarum, 1959, v. 12, p. 518-525.

223. Polizu A., Plory S., Paulian P. Absorption, translocation and distribution of lindane and DDT in the com plant. -Qual. Plant. Mater. Veg., 1971» XX, 3.

224. Pravda 0. Uber den Einfluss der Herbiside auf einige Süsswassertiere. Hydrobiologia, 1973, v. 42, U 1, p. 97-142.

225. Rattigan B.M., Brown B.T. Toxicity of soluble copper and other metal ions to Elodea canadensis. Environ. Pollut., 1979, v. 20, H 4, P. 304-314.

226. Rubner Max. Die Beziehung des Kolloidalzustands der Gewebe für den Ablauf des Wachstums. Biochem. Zeitschrift, 1924, Bd. 148, S. 187-222.

227. Ruttner P. Das electrolytische Leitvermögen verdünnter Lösungen unter dem Einfluss submerger Gewächse. Sitzber Akad. Wiss. Wien, 1926, Abt. 1, Bd. 130, S. 71-108.

228. Saeger A. The growth of duckweeds in mineral nuteral solution with and without organic extracts. J. Gen. Physiol.,1925, 7.

229. Schomer H.A. Photosynthesis of water plants at varions depths in the lakes of northeastern Wisconsin. Ecology, 1934, v. 15, p. 217-218.

230. Schworbel I., Tillmanns G. Untersuchungen über die Stoffwech-selgynamik in Pliesgewässern. 1. Die Rolle höherer Wasserpflanzen Callitriche hamulata Ktltz. Arch. Hydrobiol., 1964, Bd. 5, S. 2-3.

231. Seidel K. Uber Phenolspeicherung und Phenolabbau in Wasserpflanzen Naturwissenschaften, 1963, Bd. 50, H. 12, S. 452453.

232. Seidel K. Phenolabbau im Wasser durch Scirpus lacustris 1 während einer Versuchdauer von 31 Monaten. Sonderdruck aus "Naturwissenschaften", 1965, Bd. 52, H. 12, S. 44O-443.

233. Seidel K. Reinigung von Gewässern durch höhere Pflanzen. -Naturwissenschaften, 1966, Bd. 53, H. 12, S. 289-297.235« Seidel K. Biologischer Schütz unserer See durch Pflanzen -Sonderdruck aus "Osterreich, Fischerrei, 1967, Bd. 20, H.1.

234. Seidel K., Scheffer F., Kickuth R., Schlimme E. Mixotrophie bei Scirpus Lacustris L. Naturwissenschaften, 1967, Bd. 54, H. 7, S. 176-177.

235. Seidel K., Kichth R. Extration von phenolin der Phyllosphare von Scirpus lacustris L. Sonderdruck aus "Naturwissenschaften", 1968, Bd. 52, H. 8, S. 160-165.

236. Selwyn M.I., Dawson A.P., Stockdale M., Gains N. Chloride -hydroxide exchange across mitochondrial, erythrocyte and artificial lipid membrans mediated by trialkyl and tri-phenyltin compounds. - Europ. J. Biochem., 1970, v. 15, p. 120-123.

237. Smith Edmund G. Biological waste treatment process. IlaT.CIIIA,210.6 (C 0,2 c 1/06), N 3806448, 3aHBJI. 08.11.71, onydJEEK. 23.04.74.

238. Stake E. Higher vegetation and nitrogen in a rivulet in central Sv/eden. Schweiz. Z. Hydrol. 1967, 62(1), p» 107-124.

239. Stom D., Ivanova I., Bashkatova G. et al. About the role of guinones in the action of some polyphenols on the streaming of protoplasm in Nitella sp. cells Acta, hydrobiol., 1974, v. 2, N 5j P. 407-412.

240. Stom D.I. Influence of polyphenols and quinones on agasticplants and their blocking of SH-groups. Acts, hydrochim. hydrobiol., 1977, Bd. 5, H. 3, S. 291-298.

241. Stom D.I. Some approaches, methods and procedures employed in elucidation of polyphenol effecht dependce on oxidation process. Universite de Plovdiv "Paissi Hilindarski" Travaux scientifiques, 1979, Bd. 18, S. 344-348.

242. Stoner H.B., Threlfall C.I. The biochemistry of organotion corapaends. Effect of triethyltin sulphate on tissue phosphates in the rat. Biochem. J., 1958, v. 69, 11 3, p. 376-380.

243. Stroganov U.S. Chemische Wasserverunreinigung und Gründe der Veränderung der Hydrobiontenanzahe. Verh. Int. Ver. theoret. und angew. Limnol., 1972, 18, Part 2, S. 955-96O.

244. Torack R.M. The relationshin between adenosintriphoshatase activity and triethyltin toxicity in the production of celebral edema of the rat. Amer. J. Pathol., 1965, v. 46, l\f 2, p. 120-125.

245. Toth i. Einfluss der Röhrichts bestände auf die Beshaffenheit des Wassers im Balaton See. - Informationsbl Töderot. Diskuss. Europ. Gewässerschutz, 1967, Bd. 14.

246. Went P.W. Wuchsstoff und Wachstum. Ree. Trav. Bot. ITeerl. 1928, Bd. 25, S. 1-116.

247. Y/ent F.W. Plant growth unter controlled conditions. V. Relation between age, light, variety, and thermoperiodicity of tomatoes. Am. J. Botany, 1945, v. 32, p. 469-479.

248. Westlake D.3P. The Effects of Organisms on Pollution. Proc. Linnean Soc. London, 1959, v. 170, N 2.

249. Wier C.E., Dale H.M. A developmental study of wild rice Lizania aquatica L. Canadion J. Bot., i960, v. 38, p.719-739.

250. Yung K.I. Etude bibliographique de la sensibilité descrustacés utilises (Daphnia, Gammare, Artenia) vis a vis des produits chimiques Tribune du Cebedoau, 1975, v. 28,p. 301-303.