Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Закономерности влияния серебра на микроводоросли

ВАК РФ 03.00.18, Гидробиология

Автореферат диссертации по теме "Закономерности влияния серебра на микроводоросли"

московский государственный университет

им. М. В. ЛОМОНОСОВА

Биологический факультет

шах рукописи

..............Л гм

ООЗОБТТ-бЭ

2007

бойчук Татьяна Викторовна

закономерности влияния серебра на микроводоросли (на примере лабораторной популяции Бсепесквтт ({иаёпсаийа)

03.00.18 - Гидробиология

автореферат диссертации иа соискание ученой степени кандидата биологических наук

МОСКВА-2007

Работа выполнена на кафеле гидробиологии Биологического факультета Московского государственного университета им. М. В. Ломоносова

Научный руководитель:

Кандидат биологических наук, ведущий научный сотрудник А. Г. Дмитриева Официальные оппоненты:

Доктор биологических наук, профессор В. А. Абакумов Доктор биологических наук, профессор И. И. Васильева-Кралина

Ведущая организация:

Астраханский государственный технический университет

Защита состоится 19 апреля 2007 года в 15 часов 30 мин на заседании специализированного ученого совета Д501.001.55 в Московском государственном университете им. М. В. Ломоносова по адресу: 1119889, Москва, Ленинские горы, д.1, кор. 12, МГУ, Биологический факультет, ауд. 389

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

Автореферат разослан 12 марта 2007 г.

Ученый секретарь диссертационного совета, кандидат биологических наук

Н. В. Карташева

I. ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность проблемы. В настоящее время проблема чистой воды относится к числу наиболее актуальных в связи с увеличивающейся антропогенной нагрузкой на биоту. В общем объеме токсического загрязнения водной среды основную часть составляет загрязнение тяжелыми металлами. Это сказывается на состоянии гидробионтов, которые являются продуцентами органического вещества, участвуют в процессах самоочищения водоемов и транспортировке веществ по пищевой цепи.

Возможные последствия загрязнения окружающей среды оцениваются, прежде всего, в токсикологическом эксперименте при поступлении загрязнителей в малых концентрациях, появление которых способно привести к существенным отдаленным последствиям для экосистемы. Применение лабораторных культур водорослей в экологических исследованиях дает возможность исследовать действие токсиканта на функциональные и морфологические показатели растительной клетки, оценить действие токсиканта на модельную популяцию микроводорослей, а также изучить некоторые экологические особенности той или иной группы водорослей (РаавсИе, 1978).

В настоящее время большее внимание уделяется роли ионов серебра в жизнедеятельности водных организмов. Это связано с широким применением ионов серебра в хозяйственной деятельности человека, в том числе и пищевой промышленности. Однако действие серебра на растительные водные организмы изучено недостаточно. Особую актуальность приобрело исследование механизмов и закономерностей биоцидного действия серебра в различных формах в связи с его использованием в качестве средства управления развитием бактерий и водорослей в водной среде (Кульский, 1982; Бойчук, Прохоцкая, 2004).

В связи с вышесказанным, целью данной работы было исследование структурно-функциональных характеристик модельных популяций зеленой хлорококковой водоросли &еией?е5»гг« quadricauda (Тигр.) ВгеЬ. при действии ионов серебра с учетом свойств культуры, некоторых условий испытаний и режима воздействия токсиканта.

В задачи работы входило:

1. Исследовать динамику роста модельных популяций 5. дгш&каги}а, культивирумых на средах Успенского № 1 и Прата при действии сульфата и нитрата серебра.

2. Определить эффект серебра на изменение численности, размеры и фотосшггетическую активность клеток водоросли.

3. Оценить жизненное состояние культуры диаЛгюаис1а при токсическом воздействии солей серебра.

4. Дать оценку степени гетерогенности лабораторных популяций 5. диас1гкаи(1а в норме и при действии серебра методом микрокультур.

5. Выявить возможность адаптации культур водорослей к токсиканту по их устойчивости к возрастающей токсической нагрузке и оценить их способность к восстановлению после ее прекращения.

6. Применить новый интегральный способ оценки эффекта токсиканта по изменению повременной суммарной численности клеток за периоды наблюдений в норме и при интоксикации.

Научная новизна. Впервые установлено, что токсическое действие ионов серебра на микроводоросли при концентрациях 0,0001 - 0,01 мг А°/л зависело от физиологического состояния культуры и сезона года, а при более высокой концентрации (0,1 мг А^л) проявлялся альгостатический эффект, обусловленный торможением деления, повышением смертности и замедлением деградации погибших клеток. Впервые применен метод повременной суммарной численности клеток (ПСЧ), который позволяет сопоставлять результаты опытов и дать интегральную оценку действия токсиканта. Впервые установлены различия структурного состава популяций 5. циш1псаш1аг включенных в эксперимент на разных фазах развития. В культуре, взятой в опыт на логарифмической фазе роста, преобладала фракция размножившихся клеток. Культура, взятая в опыт на стационарной фазе развития, была представлена преимущественно покоящимися клетками. Показано, что в процессе длительной (101-сут.) интоксикации происходит отбор резистентных клеток, которые после прекращения токсической нагрузки способны восстановить популяцию водорослей.

Практическая значимость. Результаты могут быть использованы для оценки токсического действия серебра и выбора условий его применения для предотвращения цветения воды, в фармацевтической промышленности и других производствах, а также при установлении допустимых лимитов загрязнения водной среды ионами металла. Новый метод расчета ПСЧ может быть использован для оценки токсичности практически любого загрязняющего вещества на организмы.

Апробация работы. Материалы диссертационной работы были представлены на: ' пятой международной конференции «Водные экосистемы и организмы - 5» (Москва, 2003); 2-ом съезде токсикологов России (Москва, 2003); международной конференции студентов и аспирантов по фундаментальным наукам «Ломоносов - 2004» (Москва, 2004); шестой международной конференции «Водные экосистемы и организмы - 6» (Москва, 2004); международной научно - практической конференции МГУ - СУНИ «Человечество и

4

окружающая среда» (Москва, 2004); международной конференции «Физиология микроорганизмов в природных и экспериментальных системах», посвященной памяти проф. М. В. Гусева (Москва, 2006).

Объем и структура работы. Диссертация изложена на 134 страницах машинописного текста и состоит из следующих разделов: Введение, Обзор литературы, Материалы и методы исследования, Результаты и обсуждение, Заключение, Выводы. Список литературы включает 161 источник, в том числе и на иностранном языке. Работа иллюстрирована 13 рисунками таблицами, приложение содержит 25 таблиц.

Публикации. По теме диссертации опубликовано 9 работ.

II. СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

Объектом исследования была лабораторная альголошчески чистая культура пресноводной хлорококковой водоросли Зсепейевтш диа&каиЛа (Тигр.) ВгеЬ. Для экспериментов использовали нормально развивающуюся культуру водорослей, частично синхронизированную чередованием "дня" и "ночи", с исходной численностью 100 - 200 тыс. кл/мл. Культивирование водорослей проводили на средах Успенского № 1 и Прата (Успенская, 1966) в люминостате с интенсивностью света до 5 тыс. люкс, при 12 - часовом чередовании света и темноты и температурой 20 - 24 °С (РД 118-02-90,1991).

В качестве токсиканта использовали ион серебра Ag+ в форме раствора солей А§2804 или А§рР«Юз. Влияние сульфата и нитрата серебра в диапазоне концентраций от 0,0001 до 0,1 мг/л изучалось на однократно- и дважды синхронизированных культурах, находившихся на фазах логарифмического и стационарного роста. Испытания проводили в трех повторностях для каждой концентрации и контроля.

Численность клеток определяли с помощью светового микроскопа в камере Горяева с одновременным учетом линейных размеров клеток с помощью окуляр-микрометра. Методом люминесцентной микроскопии оценивали соотношение живых и мертвых клеток (в % от общей численности) (Дмитриева, 1988). Эффективность фотосинтеза клеток измеряли по максимальной фруоресценции с помощью портативного импульсного флуориметра (Маторин и др., 1992). Оценку гетерогенности популяции проводили методом микрокультур с расчетом удельных рождаемости и смертности клеток (Филенко и др., 2004). Для обобщенной характеристики культур был применен показатель повременной суммарной численности клеток (ПСЧ), который отражал величину общей численности клеток за весь период наблюдения за культурой. Статистическую обработку полученных результатов производили

5

в соответствии с "Методическим руководством по биотестированию воды" (РД 118-02-90, 1991).

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ 1. Динамика численности клеток ЗсепеАеьтих цишМсаийа в норме (без интоксикации).

1.1. Численность клеток культуры при выращивании на разных средах. Первоначально был проанализирован рост водоросли без добавления токсиканта на средах Успенского № 1 и Прата (рис. 1). Увеличение общей численности клеток водорослей в разные сезоны в обеих средах носило сходный характер согласно логистической кривой. В целом, водоросли достаточно хорошо росли на обеих средах. Быстрее всего увеличение численности клеток наблюдалось в летний период на обеих средах, а весной - на среде Прата.

Лето

Осень-зима

5 10 15 20 25 30 35 Сутки

5 10 15 20 25 30 35 Сутки

Весна

1000

1 900

800

о с 700

® 5 £ 600-

1С 1 500

& и 400

о X 3 300

X ф 200-

с о 100

X □г 0

Рис. 1. Изменение численности клеток 8сепес1ешш циийпсаийа при культивировании на средах Успенского № 1 и Прата в контролях

0 5 10 15 20 25 30 35 Сутки

- Среда Успенского --*--- Среда Прата

1.2. Рост культур водорослей & циаЛпсаиЛа при пересевах на разных фазах развития и при разных режимах синхронизации. Анализ динамики численности клеток водорослей контрольных культур при разных режимах интоксикации и взятых в эксперимент на разных фазах развития показал, что первые трое суток численность клеток нарастала практически одинаково, после 7-ых суток наблюдались различия (рис. 2). Если однократно и дважды синхронизированные культуры нарастали в целом сходно, то однократно синхронизированная культура, взятая на стационарной фазе развития, значительно отставала, однако к концу эксперимента ее численность была близка к значениям двух других контрольных культур. Этот факт можно объяснить тем, что изначально культура, взятая на стационарной фазе развития, содержала только 66 % живых клеток. В дальнейшем, по мере развития культуры водорослей, численность живых клеток достигла 96 %, за счет чего и произошло общее увеличение численности клеток к концу эксперимента. Таким образом, видно, что развитие культуры в норме в целом не зависело от степени синхронизации культуры, а влияние оказывала фаза роста, на которой культура была взята в эксперимент.

Различие численности клеток в разных контрольных культурах на протяжении роста не превышало 25 %. В популяции водорослей присутствовали как крупные, так и мелкие клетки в составе 2- и 4-клеточных ценобиев. 8-клеточные ценобии в контрольных культурах были встречены только в летний и осенне-зимний периоды. Эффективность фотосинтеза на среде Прата была несколько ниже, чем на среде Успенского № 1 (рис. 9).

Рис. 2. Динамика численности культур микроводорослей Ясепейешиз диаЛпсаис!а, взятых в эксперимент на разных фазах роста и яри разных режимах синхронизации

2. Динамика численности клеток Scenedesmus quadricauda при интоксикации серебром. Были проведены исследования эффекта на рост культур S. quadricauda сульфата и нитрата серебра в концентрациях от 0,0001 до 0, ] мг Agi л.

Среда Успенского, контроли

5 10 15 20 сутки

о однократно синхронизированная культура, 1од-фаза • однократно синхронизированная культура, стационарная фаза □ дважды синхронизированная культура, 1од-фаза

2.1. Численность теток культуры S. quadricauda, выращенной на разных средах и в разные сезоны года, под действием сульфата серебра■

В зимний период были проведены эксперименты на средах Успенского № 1 и Прата при действии сульфата серебра в концентрациях 0,0001; 0,001; 0,01 и 0,1 мг Ag/л (рис. 3). При концентрации серебра 0,0001 мг/л на обеих средах численность клеток изменялась в пределах контроля (разница не превышала 26 %). Только на 2-е сутки эксперимента численность клеток на среде Успенского № 1 снизилась на 50 %, а на среде Прата, наоборот, увеличилась на 33 %. На среде Прата в присутствии 0,001 мг Ag/л на 1-2 сутки происходило заметное увеличение численности по сравнению с контролем (почти в 2 раза), а с третьих суток и до конца эксперимента численность клеток была практически на уровне контроля, кроме 21 и 24 суток. При 0,01 мг Ag/л на среде Прата на 1-2 сутки численность клеток оставалась на уровне контроля, а на третьи - на 70 % достоверно превышала его. Затем, до конца эксперимента, разница между опытом и контролем не превышала 35%, как и при концентрации 0,001 мг Ag/л. Концентрация 0,1 мг Ag/л была высокотоксичной на протяжении всего эксперимента, и на 30 сутки численность клеток была близка к исходной .(8.7x104 кл/мл на 1-ые сутки и 6.0 хЮ4 кл/мл - на 30-е).

Среда Прата

Среда Успенского

-X-

25 30 35

контроль —■— 0,0001 мг/л 0,001 мг/л

0,01 мг/л —*—0,1 мг/л

5 10 15 20 25 30 35

Сутки

- контроль

—■—0,0001 мг/л

Рис. 3. Изменение численности клеток ЗсепЫезтив дис^псашЬ при действии сульфата серебра при культивировании на разных средах в осенне-зимний период (концентрации приведены в мг Ад/л)

Время удвоения численности клеток в диапазоне концентраций 0,0001 - 0,01 мг А&л было близким к контролю (в среднем 1 деление за 5 суток). Только при концентрации 0,1 мг Ag/л

на среде Прата время 1-го клеточного деления увеличилось по сравнению с контролем почти в 2 раза и составило почти 9 суток.

Следующая серия опытов была проведена в марте месяце. В присутствии 0,0001 мг А§/л на среде Успенского № 1 после первых суток эксперимента происходило снижение численности, сменившееся ее восстановлением до контрольного уровня (рис. 4). И только на 30-е сутки наблюдалось торможение роста популяции, как и в опыте в зимний период. На среде Прата при данной концентрации сульфата серебра на протяжении всего опыта наблюдалось постепенное увеличение численности клеток, превысившее на 30-е сутки уровень контроля на 27 %. Численность клеток при 0,001 мг А^л, как на среде Успенского № 1, так и на среде Прата, варьировала со сменой фаз «угнетение - стимуляция» в течение 20 суток эксперимента, после которых наблюдалась стимуляция, в большей степени проявившаяся на среде Успенского №1.

Среда Успенского

Среда Прата

5 ь к

! 51120

180-

160-

к йе О 140-

X л ф с с 120

с ф м о. н 100)

Г*

3 " 2

Мв' 51°

—контроль —Х- 0,01 мг/л

15 20 25 30 35 Сутки

-0,0001 мг/л —*— 0,001 мг/л -0,1 мг/л

10 15 20 25 Сутки

-контроль 0,0001 мг/л

■0,001 мг/л. -х-0,01 мг/л -0,1 мг/л

Рис. 4. Изменение численности клеток 8сепе(1ет1а циа(1г '1саш1а под действием сульфата серебра при выращивании на разных средах в марте (концентрации приведены в мг А^л)

Если при концентрации серебра 0,01 мг/л на среде Прата численность клеток изменялась в пределах контроля на протяжении всего опыта, то на среде Успенского № 1 после 10-х суток происходило постепенное увеличение численности клеток, и на 30-е сутки стимуляции составила 54 % от контроля. Токсический эффект серебра зарегистрирован при 0,1 мг А^л уже в первые сутки эксперимента. При этом численность клеток популяции после 10-ых суток находилась практически на одинаково низком уровне и к 30-м суткам она составляла на обеих средах 3,3 - 4 % от контроля. При этом наблюдалось торможение клеточного

деления: на среде Прата - в 1,5 раза, на среде Успенского № 1 - почти в 2 раза по сравнению с контролем.

В летний период на среде Успенского № 1 при концентрациях 0,01 и 0,1 мг А^л выявлен ингабирующий эффект (рис. 5). При 0,001 мг А%/я обнаружен угнетающий эффект, сопоставимый с действием серебра в концентрации 0,01 мг/л на 10-е и 32-е сутки эксперимента, несмотря на то, что в 1-е сутки опыта имела место значительная стимуляция. На среде Прата токсический эффект также получен при 0,1 мг А^л. При 0,001 и 0,01 мг А%/я численность клеток изменялась сходным образом - стимуляция в течение первых 5 суток и на 25-е сутки. Однако на 32-е сутки при 0,001 мг А%!л проявился стимулирующий эффект, а при 0,01 мг А^я наблюдалось снижение численности на 20 % от контроля.

Среда Успенского

Среда Прата

X I

й i

ф £ 5 £

и

5!

с о

5

180 160 140 к 120 о 100

О.

Ь 80 § 60 40 20 0

X. V ЧХ-

О 5 10 15 20 25 30 35 Сутки

♦ ■■ контроль 0,001 мг/л

- Х- 0,01 мг/л —ж—0,1 мг/л

15 20 25 30 35 Сутки

-•—контроль •-•■*■•■ 0,001 мг/л -Х- 0,01 мг/л —ж—0,1 мг/л

Рис. 5. Изменение численности клеток Зсепескзтия циайпсаийа под действием сульфата серебра при культивировании на разных средах в летний период (концентрации приведены в мг А^л)

Различные реакции, выявленные у & диасЬчсаиёа, выращенной на разных средах, при концентрациях сульфата серебра 0,001 и 0,01 мг скорее всего связаны с разным минеральным составом сред. При самой высокой из исследованных концентраций 0,1 мг А§/л, как и в предыдущих экспериментах, наблюдалось торможение клеточного деления: на среде Успенского № 1 одно клеточное деление происходило за 8,3 суток, на среде Прата - за 6,6 суток. Причем как в ранне-весеннем, так и в летнем опытах темп клеточного деления у водоросли, росшей на среде Успенского № 1, был ниже.

Сравнительный анализ роста водорослей в разные сезоны года на двух средах в присутствии одних и тех же концентраций сульфата серебра показал, что при 0,1 мг Ац/л токсическое действие серебра было сходным и не зависело от физиологической активности

водорослей в разные сезоны года и состава среды выращивания. В присутствии более низких концентраций серебра в среде выращивания наблюдавшиеся отличия в реакции на токсикант определяются, скорее всего, различной физиологической активностью водорослей, выращенных на разных средах и в разные сезоны года.

2.2. Динамика численности клеток культуры & (¡иа(1псаш!а разной степени синхронизации, взятой в эксперимент на разных фазах роста, под действием нитрата серебра. Летний эксперимент был проведен с однократно синхронизированной культурой & диас1г№аис1а, взятой в эксперимент на логарифмической фазе роста и состоящей преимущественно (более 90 %) из живых клеток. Токсический эффект при концентрациях 0,01 и 0,1 мг А§/л прослеживался с первых суток эксперимента и более четко проявился при 0,1 мг А§/л: после 5-ых суток опыта численность клеток была минимальной и сохранялась на уровне, близком к исходной численности клеток (рис. 6). При меньших концентрациях нитрата серебра (0,0001 и 0,001 мг А^л) численность клеток изменялась в пределах контроля. Однако к концу эксперимента она достоверно снизилась, особенно при

концентрации 0,001 мг Ag/л (на 50 %). Расчет среднего времени удвоения показал, что с увеличением концентрации замедлялся темп клеточного деления, за исключением концентрации 0,01 мг А^л, при которой клетки делились со скоростью, близкой к контрольной. Самым медленным клеточное деление было при 0,1 мг А^л (одно деление за 9,5 суток), как и в предыдущих экспериментах с сульфатом серебра.

Однократно синхронизированная культура водоросли 5. дшс1псаис1а, взятая в эксперимент на стационарной фазе развития в весенний период, содержала только 66 % живых клеток. При действии нитрата серебра в концентрациях 0,0001 мг А{*/л и 0,001 мг А^л наблюдался эффект стимуляции (рис. 7), а при концентрации 0,01 мг Agiл ингибирующий

Среда Успенского

V

пУ -xcv

Vх": ""-ж

5 10 15 20 25 30 35 Сутки

-контроль 0,0001 мг/л

0,001 мг/л — X— 0,01 мг/л -0,1 мг/л

Рис. 6. Изменение численности клеток однократно синхронизированной культуры ,$сепес1ешт диайпсаМа, взятой в эксперимент на логарифмической фазе развития, под действием нитрата серебра (концентрации приведены в мг А^л)

эффект проявился после 7-х суток и к концу эксперимента численность была близкой к исходной. Если среднее время одного клеточного деления в контроле и при концентрациях 0,0001 и 0,001 мг было близким и составляло 5,2 - 5,5 суток, то при 0,01 мг А^л оно было в 2 раза больше (10,6 суток), т. е. происходила задержка темпа клеточного деления.

Летом изменение численности клеток в дважды синхронизированной культуре 5. quadricauda, состоявшей исключительно из молодых делящихся клеток, взятой в эксперимент на логарифмической фазе роста, в присутствии концентраций нитрата серебра 0,0001 и 0,001 мг Ао'л шло в том же режиме, что и у однократно синхронизированной культуры, взятой в эксперимент на стационарной фазе роста (рис. 8). При концентрации серебра 0,01 мг/л также наблюдался ингибирующий эффект, наиболее активно проявившийся в период 8-11 суток. Однако, в отличие от однократно синхронизированной культуры, взятой на стационарной фазе развития, после 11-х суток опыта происходило нарастание численности клеток, но она была достоверно ниже контроля (на 35 - 40 %). Расчет среднего времени удвоения численности показал, что при концентрациях 0,0001 и 0,01 мг Ag/л

Среда Успенского

= 8 « ¿и

I I

iii 51

с

160 140 120 100 80 60 40 20 0

1

■ •.......... & \

Ч Х-' * .

- контроль ■ 0,001 мг/л

10 15 20 25 30 35 Сутки

0,0001 мг/л - К- 0.01 мг/л

Рис. 7. Изменение численности клеток однократно синхронизированной культуры Зсепе<]е5тих quadricauda, взятой в эксперимент на стационарной фазе развития, под действием нитрата серебра (концентрации приведены в мг А^л)

Среда Успенского

-■— 0,0001 мг/л - х— 0,01 мг/л

Рис. 8. Изменение численности клеток дважды синхронизированной культуры Зсепейевтив qшdricauda, взятой в эксперимент на логарифмической фазе развития, под действием нитрата серебра (концентрации приведены в мг А^л)

каждое клеточное деление в среднем происходило за 5,6 и 5,8 суток, соответственно. Самым медленным темп деления клеток был при концентрации серебра 0,001 мг/л (одно деление за 6,1 суток), в контроле же одно деление происходило за 5,8 суток.

Итак, эксперименты, проведенные с культурами Я. quadriccшda в разные сезоны года и разной их физиологической активностью показали, что при концентрации 0,1 мг Ag/л как нитрата, так и сульфата серебра, наблюдался токсический эффект, который в большей степени зависел от концентрации самого катиона металла и в меньшей степени - от исходного физиологического состояния водоросли. Одновременно выявлено и альгостатическое действие ионов серебра, выразившееся в поддержании численности клеток на низком уровне, близком к исходной численности клеток, в течение всего периода наблюдений. Культура 5. диа&каийа, использованная в эксперименте на стационарной фазе роста, оказалась более чувствительной, чем культура на логарифмической фазе роста, токсический эффект нитрата серебра проявился в концентрации, меньшей на порядок - 0,01 мг А^л.

3. Изменчивость структурно-физиологических показателей культуры водорослей в присутствии ионов серебра.

3.1. Оценка жизнеспособности микроводорослей методом люминесцентной микроскопии. Как показал люминесцентный анализ, однократно синхронизированная культура водоросли Я. quadricauda в логарифмической фазе роста содержала до 90 - 95 % живых клеток. В присутствии в среде нитрата или сульфата серебра соотношение живых и мертвых клеток изменялось в зависимости от концентрации вещества. Наиболее значимые изменения обнаружены при концентрации 0,1 мг ' А%/п, где к концу наблюдений живых клеток оставалось 0,5 - 5 %. При меньших концентрациях (0,0001 - 0,01 мг А^л), как правило, в культурах живых клеток было 85 - 95 %. В эксперименте с культурой, взятой для испытаний на стационарной фазе роста, изначально содержалось 66 % живых клеток. Однако в присутствии нитрата серебра количество живых клеток постепенно увеличилось до 95 % при концентрациях 0,0001 и 0,001 мг Ад/л, а при концентрации 0,01 мг наоборот, снизилось до 4,8 %, как и при концентрации 0,1 мг А^л. Полученный результат указывает на более высокую чувствительность культуры 5. дш^п'сягй&г на стационарной фазе развития к серебру. После длительной (101-суточной) повторной экспозиции (0,01 0,1 -» 0,1 мг А§/л), когда живыми оставались единичные клетки, после пересева в чистую среду наблюдалось постепенное восстановление численности с преобладанием в культуре живых клеток (до 95.5%).

3.2. Фотосинтетическая активность хлорофилла при интоксикации.

Фотосинтетическая активность клеток Я. дшгс^псаи^а определялась по 1тах при выращивании культур на средах Успенского № 1 и Прата в присутствии различных концентраций сульфата серебра (рис. 9). Если при концентрациях 0,001 и 0,01 мг А%/л на среде Прата уровень 1тах изменялся в пределах контроля, то на среде Успенского № 1 в целом был ниже контроля в течение всего эксперимента, за исключением небольшой стимуляции на 31-е сутки при концентрации 0,001 мг Ац/л. При этом уровень 1тах был пропорционален численности клеток. Практически полное ингибирование фотосинтетической активности клеток наблюдали при концентрации 0,1 мг А^л после 15-х суток, а снижение ее - уже на 3-й сутки опыта.

Среда Успенского

160 ■

о

« к *

V 'ЧИ'

0 5 10. 15 20 25 30 35 Сутки

—«—контроль 0,001 мг/л

-X- 0,01 мг/л —*—0,1 мг/л

Среда Прата

5 10 15 20 25 30 35 Сутки

-»— контроль ••-•*■■■ 0,001 мг/л -Х- 0,01 мг/л —*—0,1 мг/л

Рис. 9. Интенсивность флуоресценции клеток Бсепейетуш циасЫсаийа в присутствии сульфата серебра (концентрации приведены в мг А^'л)

3.3. Размерная структура популяции Б. цшМсаиЛа в норме и в присутствии разных солей серебра. Популяции контрольных культур водорослей, росших на средах Успенского № 1 и Прата, были представлены в основном 4-клеточными ценобиями и в меньшей степени - 2-клеточными. В летнем эксперименте на среде Успенского преобладали 2-клеточные ценобии, а 8-клеточные ценобии были обнаружены лишь в осенне-зимних экспериментах на обеих средах. Средние линейные размеры клеток в контроле варьировали. Средняя ширина изменялась в пределах от 3,9 до 4,5 мкм, а средняя длина - от 9,4 до 10,6 мкм. Наиболее крупными клетки были в осенне-зимний и летний сезоны (средний объем клеток составил 140,1 и 148,6 мкм3 соответственно), а самыми мелкими - в ранне-весенний период (средний объем - 117,9 мкм3). Наиболее мелкими клетками была представлена

дважды синхронизированная культура 5. qwdricauda. В присутствии солей серебра размерность клеток варьировала, что приводило как к увеличению, так и к уменьшению среднего объема клеток. В большинстве экспериментов при действии сульфата серебра средний объем клеток или был близок к таковому в контрольной культуре, или увеличивался. А в присутствии нитрата серебра средний объем клеток снижался, особенно при концентрациях 0,1 и 0,01 мг А&'л. Длина клеток изменялась в более широком диапазоне (от 8 до 10,6 мкм), а ширина - в более узком (3,6 - 4,5 мкм). Такие вариации изменения размерности клеток, скорее всего, можно объяснить разной физиологической активностью клеток в тот или иной период наблюдений.

4. Изменение структуры популяций водоросли $сепе(1еьтт цишМсаиЛа при разных режимах интоксикации серебром.

С помощью метода микрокультур (Филенко и др., 2004; Марушкина, 2005) была произведена оценка гетерогенности популяций В. циайпсаиАа в присутствии нитрата серебра. Ранее было показано, что соотношение численности делящихся, покоящихся и отмерших клеток в микрокультуре соответствует соотношению численностей в макрокультурах (поскольку коэффициент корреляции удельного прироста клеток в макро- и микрокультурах составил 0,96).

В однократно синхронизированной культуре, взятой в эксперимент на стационарной фазе роста, в контроле и при 0,0001 мг А§/л преобладала фракция покоящихся клеток, составлявшая 60-65 %, кроме 14 - 17 суток при концентрации 0,0001 мг А§/л, где число размножающихся клеток возросло до 50 %. При этом удельная рождаемость клеток была в 2 раза выше, чем в контроле, и составляла 0,3 кл/сут (рис. 10). При концентрации 0,001 мг Ал/л на 21 - 24 сутки преобладала фракция размножающихся клеток (до 83 %), а при 0,01 мг А^л популяция была представлена преимущественно покоящимися клетками (60 - 75 %). Однако при 0,0001 мг к%!п удельная смертность была выше, чем в контроле, в 2 раза, при 0,01 мг К%!я - более чем в 4 раза, а при концентрации 0,001 мг А§/л удельная смертность была почти в 10 раз выше, чем в контроле. Различный фракционный состав популяций можно объяснить тем, что при разных концентрациях механизм действия ионов серебра был неодинаков.

а) без интоксикации (контроль)

21-24

б) 0,0001 мгАд/л

0-3 7-10 14-17 21-24 сутки

е} 0,001 мгДд/л

г] а,01 мгАд/л

100%

7-10 14-17 21-24 сутки

0% +■

J-3 7-10 14-17 21-24 сутки

Ш покоящиеся F3 отмершие С размножившиеся

Рис. 10. Фракционный состав микрокультур Scemdesmus quadricauda, находящихся я а стационарной фазе ра?внтия, /гри действии нитрата серебра

Фракционный состав дважды синхронизированной культуры, взятой в опыт ни логарифмической фазе роста, был иным. В контроле и при концентрациях 0,0001 и 0,01 мг Ag/л преобладала фракция размножающихся клеток, особенно в период 21 - 31 суток (рис. 11)- При концентрации 0.0DJ мг Agfa фрахшя размножающихся клеток преобладала с 14 по 24 сутки, однако к концу опыта популяция состояла практически из покоящихся клеток (до 96%), т. е. произошло торможение деления клеток и их переход в покоящееся состояние. Удельная рождаемость в контроле и при концентрациях нитрата серебра 0,0001 и 0,01 мг Ag/л на последние сутки наблюдения (28 - 31) была практически одинаковой на фоне повышенной удельной смертности в присутствии серебра. При концентрации 0,001 мг Ag/л удельная рождаемость была ниже, чем в контроле, более чем в 2 раза, а удельная смертность - Ьыше а 1,5 раза. Полученные данные показали, что фракционный состав популяций зависел ог степени исходной синхронизации культур м икроводорослей. Дважды синхронизированная культура состояла только из молодых размножающихся клеток и ее реакция на интоксикацию была отличной от однократно синхронизированной культуры.

а} без интоксикации (контроль)

100% 60%

0-3 7-10 14-17 21-24 2&-31 сутки

6) 0,0001 мгАд/Л

0-3 7-10 14-17 21-24 28-31 сутки

в) С,001 мгАд/л

0-3 7-10 14-17 21-24 23-31 сутки

г) 0,01 мгАд/л

0-3 7-10 14-17 2124 28-31 сутки

Э покоящиеся Е отмершие □ размножившиеся

Рис. П. Фракционный состав дважды синхронизированных микрокультур 8сепе<1езтиз циясЫсаи<к> при действии нитрата серебра

5. Адаптация клеток 5сепе<1е$т1И циа(1г1саш1а к токсиканту.

Для выявления возможное ■ и адаптации популяции микроводорослей к серебру в условиям увеличивающейся токсической нагрузки были проведены эксперименты по следующей схеме:

№ этапа опыта 1 II 10 IV

Условия этапа 0,01 мг А§/л 31 сут —* 0,1 МГ А£:'Л 36 сут -+ 0,5 мг А%/п 34 сут Чистая срела 28 сут

Сначала водоросли месяц выращивались при концентрации нитрата серебра 0.01 мг А^/л (I этап), затем, после отмывания дистиллированной водой и доведения численности ло исходной, их переместили в среду с концентрацией 0,1 мг Аё/п. Через 36 сугок (II этап) клетки снова отмывались и заново перемещались в такую же концентрацию (III этап). После месяца повторной экспозиции при концентрации 0,1 мгА^/л водоросли были отфильтрованы, отмыты и пересеяны й чистую среду без токсиканта (IV этап) для оценки возможности

восстановления культуры После трех этапов интоксикации в популяции оставались живыми 5 % клеток. Восстановление численности клеток после интоксикации протекало медленно. В контроле численность увеличилась в 26 раз к концу эксперимета, после тройной интоксикации же - в 3 раза. При этом восстановленная культура была представлена на 95,5 % живыми клетками, удельная рождаемость увеличилась почти в 2 раза по сравнению с контролем. Структурный состав популяции 5. (¡1ик1г1саи(1а после пересева в чистую среду оказался близок составу популяции после первоначальной интоксикации при концентрации 0,01 мгА£/л (рис, 12).

100% 80% 60% 40% 20% 0%

100% 80% 60% 40% 20% 0%

О (контр.) 0.01

Ад мг1п

0' (контр.) 0,1-0 Ад мг/л

^ покоящиеся Э отмершие □ размножившиеся

Рис. 1 2. Фракционный состав культуры водоросли $сепес1е$ты$ цшсИсаида при действии нитрата серебра на разных этапах экспозиции:

А - на 28 - 31е сутки в концентрации 0,01 мг А^'л (I этап);

Б - на 26- 28е сутки после перемещения из концентрации 0,1 мг А^л в чистую среду (IV этап)

В обоих вариантах к концу срока наблюдений популяции были представлены преимущественно размножающимися клетками. Вполне вероятно, что восстановленная после длительной интоксикации популяция клеток но доросли содержала то количество серебра, которое было накоплено в период его начального воздействия в концентрации 0,01 мг Л§/л. Восстановление численности кулыуры после снятия токсической нагрузки осуществлялось за счет появившихся в результате отбора устойчивых к серебру клеток. Это свидетельствует о том, что имела место активизация адаптационных механизмов, сформированных уже н период первичной интоксикации.

6. Повременная суммарная численность клеток популяции (ПСЧ) Scenelleьmu!, цищЫсаи^а,

При проведении экспериментов с культурами водорослей разного физиологического состояния в различные сезоны года возникает необходимость поиска интегрального подхода

для оценки их состояния, особенно при изменяющейся токсической нагрузке. Поэтому для обобщенной характеристики и сопоставления реакций культур водорослей использован метод расчета повременной суммарной численности клеток (ПСЧ), отражающий величину общей численности клеток за весь период наблюдения за культурой.

Расчет повременной численности клеток популяции за каждый период наблюдений производили по формуле:

+ где N1 я N2 - численности клеток на каждую из дат;

Д! - время, прошедшее между последующими 11 предыдущими датами подсчета.

Пример расчета:

to 11 12 13 14 15 t6 17 сутки

В результате было установлено, что наименьшей ПСЧ была при концентрации 0.1 мг А£/л (рис. 13), что согласуется с данными по динамике численности клеток и не зависит от формы введения серебра в эксперимент, среды выращивания, сезона года и физиологического состояния культуры микроводорослей, а проявление токсическою эффекта определяется влиянием катиона серебра. При Меньших концентрациях серебра в среде проявляется влияние физиологического состояния водорослей, а также состава среды и времени выращивания культуры (диапазон распределения был шире). Построение концентрационных * зависимостей

распределения ПСЧ позволяет получить интегральную оценку действия токсиканта и выявить направленность токсического действия, определяемого влиянием самого токсиканта, а также исходной физиологической активностью водорослей.

1Е-05 0.0001 0,001 0.01 0,1 1 концентрации Ад, мг/л

Рис. 13. Повременная суммарная численность клеток популяций (ПСЧ) Scenedesmus quadricauda разных экспериментов при различных режимах интоксикации серебром.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Водоросль Есепейешш циас1псаийа - типичный модельный объект для токсикологических экспериментов как на клеточном, так и на популяционном уровне. При проведении исследований существенное значение имеет унификация методических условий. Результат испытаний может существенно меняться в зависимости от состава среды культивирования, состояния культуры клеток и фазы развития культуры. Проведенные нами эксперименты показали, что лабораторная культура хлорококковой водоросли в норме достаточно хорошо развивалась на средах Успенского №1 и Прата. Отмеченные различия в росте культур на разных средах не носили систематического характера и зависели, главным образом, от исходной физиологической активности культуры в разные сезоны года, а также состава среды выращивания и уровня кратности их синхронизации. Роль фазы развития культуры, на которой она была взята в эксперимент, имела значение для развития новой культуры только в начальный период развития (до 7-ых суток). Анализ структурного состава популяций микроводорослей показал, что чем более синхронизирована исходная культура, тем больше в ее составе размножающихся клеток. Токсический и одновременно альгостатический эффект проявился во всех экспериментах при действии серебра в концентрации 0,1 мг/л независимо ни от физиологической активности водорослей, ни от сезона года, ни от состава среды и аниона серебра. Токсическое действие катиона серебра в данной концентрации подтверждается распределением ПСЧ в узком концентрационном интервале. Длительное сохранение относительно постоянной численности клеток на уровне, близком исходному (альгостатический эффект), обусловлено рядом факторов. Во-первых, замедлением лизиса погибших клеток вследствие связывания токсиканта с компонентами клеток, а также подавлением развития бактерий, участвующих в лизисе клеток. Во-вторых, несмотря на то, что в популяции при данной концентрации серебра оставалось менее 5 % живых клеток и происходило ингибирование процессов фотосинтеза, все же часть клеток делились (1 клетка делилась 1 раз за 7 - 10 суток). Таким образом осуществлялось поддержание численности клеток. Оба эффекта - токсический и альгостатический - были обнаружены и при действии концентрации 0,01 мг А^л в эксперименте с культурой, взятой на стационарной фазе роста, что указывает на ее большую чувствительность. В диапазоне более низких концентраций серебра ответные реакции (стимуляция или угаетение) культур & диас!псаие1а зависели от степени ее исходной гетерогенности (уровня синхронизации) и, следовательно, физиологической активности.

Дважды синхронизированная культура микроводоросли, представленная «молодыми» делящимися клетками, оказалась более устойчивой к действию токсиканта. Известно, что устойчивость «молодых» делящихся клеток к стрессу определяется их способностью к образованию защитных анти-окислительных веществ и связыванию вредных веществ (Сиренко, 1970; Шестерин, 1972). При разных уровнях интенсивности токсической нагрузки структурный состав популяций изменялся: в одних случаях преобладала фракция размножившихся клеток, в других - покоящихся, что свидетельствует о разных механизмах воздействия серебра, обусловленных различными темпами накопления и выведения вещества из клетки. Это подтверждено тем, что после снятия 101-суточной токсической нагрузки структурный состав популяции был сходным с составом популяции после первичной интоксикации: в обоих случаях к концу эксперимента преобладала фракция размножившихся клеток. Результаты свидетельствуют о том, что на основе либо материальной, либо функциональной кумуляции серебра в результате отбора сформировался пул устойчивых клеток, обеспечивающих восстановление популяции за счет активизации адаптационных механизмов, имевших место уже в период первичной интоксикации. Сходные результаты были получены и другими исследователями при действии бихромата калия (Чжао Ицзюнь, 1994), пестицидов (Прохоцкая, 2000) и других соединений.

В результате длительной экспозиции водорослей с летальными концентрациями серебра в культурах сохраняются жизнеспособные клетки (до 5 % от исходного числа клеток в культуре). Эта величина близка к приводимым в литературе данным по частоте спонтанных мутаций у одноклеточных водорослей, низших грибов, бактерий и насекомых в естественных условиях (Эрлих, Холм, 1966; Яблоков, Юсуфов, 1976; Тимофеев-Ресовский и др., 1977). Таким образом, полученные данные отражают общую закономерность формирования в популяциях пула устойчивых клеток, которые с помощью приспособительных реакций уравновешивают свои взаимоотношения со средой. Степень развития этих взаимоотношений определяет физиологическую норму организма в новых ситуациях. В процессе филогенеза любой организм вырабатывает свои специфические и неспецифические механизмы приспособления, особенно в резко меняющихся условиях окружающей среды. В результате этого пул устойчивых клеток является основной базой для восстановления популяции и последующего сохранения вида.

ВЫВОДЫ

1. Токсический и, в частности, альгостатический эффект действия серебра на микроводоросль 5. quadricauda выявлен при концентрации 0,1 мг и принадлежит

21

влиянию самого катиона, независимо от среды культивирования, степени синхронизации культуры и сезона года. При этом происходит ингибирование процессов фотосинтеза. Токсическое влияние концентрации 0,01 мг Ag/л обнаружено в культуре, взятой в эксперимент на стационарной фазе развития, что свидетельствует о большей ее чувствительности к действию серебра по сравнению с культурой, использованной на фазе логарифмического роста.

2. Изменение численности клеток & quadricauda практически не зависело от формы внесения серебра. Значимое влияние на эффект серебра в низких концентрациях оказало исходное физиологическое состояние культуры, а именно, фаза роста культуры, на которой она отбиралась в эксперимент, и степень ее синхронизации.

3. Изменчивость линейных размеров клеток qшdncauda в присутствии солей серебра зависела, главным образом, от их физиологической активности в разные сезоны года. Лишь при концентрациях 0,01 и 0,1 мг к%!л уменьшались линейные размеры и объем клеток, в основном, за счет снижения их длины.

4. Фракционный состав однократно синхронизированной культуры, отсеянной на стационарной фазе роста, был представлен преимущественно покоящимися клетками, а дважды синхронизированной культуры, взятой в эксперимент на логарифмической фазе развития, - размножившимися клетками.

5. Длительная 3-хэтапная интоксикация при возрастающей концентрации нитрата серебра привела к отбору устойчивых живых клеток, за счет которых после пересева в чистую среду происходило постепенное восстановление численности клеток, благодаря активизации компенсаторно-адаптационных процессов. При этом структурный состав популяции после снятия токсической нагрузки оказался близким ее составу после первоначальной интоксикации с преобладанием фракции размножившихся клеток.

6. Основным механизмом воздействия серебра на клетки 5. циаАпсаийа является торможение их деления, которое имеет место, как при высоких, так и при низких концентрациях серебра.

7. Расчет повременной суммарной численности (ПСЧ) клеток позволяет дать интегральную оценку токсичности серебра. При высокой токсичности концентрационные зависимости распределения ПСЧ располагаются в узком интервале, что указывает на влияние катиона серебра. Широкий размах распределения ПСЧ при низких концентрациях свидетельствует о том, что проявление токсичности серебра в значительной мере зависит от исходной физиологической активности и степени синхронизации культуры водоросли в разные сезоны года.

Список работ, опубликованных по теме диссертации:

1. Прохоцкая В. Ю., Дмитриева А. Г., Бойчук Т. В. (2003). Устойчивость популяции микроводорослей к длительной интоксикации металлами // Тезисы докладов 2 съезда токсикологов России, 10-13 ноября, Москва. С. 214-215.

2. Бойчук Т. В., Прохоцкая В. Ю. (2004). Токсичность ионов серебра в условиях культивирования Scenedesmus quadricauda // Водные системы и организмы - 5. Vol. 6. М. MaxPress. С. 101.

3. Бойчук Т. В. (2004). Влияние ионов серебра на лабораторную популяцию Scenedesmus quadricauda II Тезисы докладов XI Международной конференции студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов - 2004», 12 - 14 апреля. М.: МГУ. С. 15 -16.

4. Бойчук Т. В., Прохоцкая В. Ю. (2004). Структура лабораторной популяции Scenedesmus quadricauda в присутствии серебра // Водные системы и организмы - 6. Vol. 10. М. MaxPress. С. 32 - 35.

5. Prokhotskaya V. Yu., Dmitrieva A. G., Boichuk Т. V., Chernen'kova A. Yu. (2004). Algostatic effect of Silver ions (for microalgae laboratory cultures) // Сборник материалов международной научно-практической конференции МГУ - СУНИ «Человечество и окружающая среда». 26-28 октября 2004, Москва, МГУ. С. 153 - 157.

6. Дмитриева А. Г., Филенко О. Ф., Марушкина Е. В., Бойчук Т. В., (2006). Структура лабораторной популяции микроводорослей // Материалы конференции 16-19 мая 2006 памяти профессора М. В. Гусева «Физиология микроорганизмов природных и экспериментальных систем». М. С. 74.

7. Дмитриева А. Г., Бойчук Т. В., Филенко О. Ф. (2006). Жизнестойкость популяции Scenedesmus quadricauda при разных режимах интоксикации серебром // Электронный журнал «Исследовано в России». 245. С. 2326 - 2333.

8. Бойчук Т. В. (2006). Изменение структуры популяции водоросли Scenedesmus quadricauda при разных режимах интоксикации серебром // Естественные и технические науки. № 6 (26). ISSN 1684 - 2626. С. 135 - 140.

9. Дмитриева А. Г., Бойчук Т. В., Филенко О. Ф. (2007). Гетерогенность популяции Scenedesmus quadricauda при разных режимах интоксикации серебром // Экологические приборы и системы. № 3. С. 42 - 45.

Выражаю глубокую благодарность своему научному руководителю к.б.н., в.н.с. А. Г. Дмитриевой и профессору О. Ф. Филенко за неоценимую помощь в выполнении и написании диссертационной работы; к.б.н. В. А. Ипатовой за объективную рецензию работы, ценные замечания и советы; коллективу лаборатории водной токсикологии и всем сотрудникам кафедры гидробиологии за поддержку и внимание.

Заказ №57. Объем 1 п.л. Тираж 100 экз.

Отпечатано в ООО «Петроруш». г. Москва, ул. Палиха-2а, тел. 250-92-06 wvw.postator.ru

Содержание диссертации, кандидата биологических наук, Бойчук, Татьяна Викторовна

ВВЕДЕНИЕ.

I. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ.

1. Токсичность тяжелых металлов и влияние их на бактериальные и растительные клетки.

2. Накопление тяжелых металлов растительными организмами.

3. Серебро: свойства, распределение в водоёмах и влияние на гидробионтов и человека.

4. Гетерогенность популяции.

4.1. Вариабельность морфологических параметров видов рода Scenedesmus.

5. Фотосинтетические характеристики клеток водорослей и их использование при оценке токсичности веществ.

6. Реагирование гидробионтов на токсическое воздействие.

6.1. Фазность в реагировании гидробионтов (бактерий и водорослей) на тяжелые металлы.

6.2. Адаптация одноклеточных водорослей к условиям окружающей среды.

6.2.1. Адаптация водорослей к токсическому фактору.

II. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ.

1. Объект исследования.

2. Культивирование водорослей.

3. Схема проведения экспериментов.

4. Регистрируемые показатели.

III. РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ.

1. Динамика численности клеток Scenedesmus quadricauda в норме (без интоксикации).

1.1. Динамика численности культуры при выращивании на разных средах.

1.2. Рост культур водорослей S. quadricauda при пересевах на разных фазах развития и при разных режимах синхронизации.

2. Динамика численности клеток Scenedesmus quadricauda при интоксикации серебром.

2.1. Динамика численности клеток культуры S. quadricauda, выращенной на разных средах и в разные сезоны года, под действием сульфата серебра.

2.2. Динамика численности клеток культуры S. quadricauda разной степени синхронизации, взятой в эксперимент на разных фазах роста, под действием нитрата серебра.

3. Изменчивость структурно-физиологических показателей культуры водорослей в присутствии ионов серебра.

3.1. Оценка жизнеспособности микроводорослей методом люминесцентной микроскопии.

3.2. Фотосинтетическая активность хлорофилла при интоксикации.

3.3. Размерная структура популяции S. quadricauda в присутствии разных солей серебра.

3.3.1. Размерная структура популяции S. quadricauda в контрольных культурах.

3.3.2. Размерная структура популяции S. quadricauda при интоксикации.

4. Изменение структуры популяции водорослей Scenedesmus quadricauda при разных режимах интоксикации серебром.

5. Адаптирование клеток Scenedesmus quadricauda к токсиканту. Восстановление численности после снятия токсической нагрузки.

6. Повременная суммарная численность клеток популяции (ПСЧ)

Scenedesmus quadricauda.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Закономерности влияния серебра на микроводоросли"

В настоящее время проблема чистой воды, как среды обитания водных организмов, относится к числу наиболее актуальных в связи с увеличивающейся антропогенной нагрузкой на биоту. Изучение влияния химических веществ на развитие, рост и численность водных организмов в первую очередь имеет своей целью определение токсичности попадающих в водоем соединений и их влияния на биологические процессы в нем.

В общем объеме токсического загрязнения водной среды основную часть составляет загрязнение тяжелыми металлами. Это сказывается на состоянии гидробионтов, которые являются продуцентами органического вещества, участвуют в процессах самоочищения водоемов и транспортировке веществ по пищевой цепи.

Физиологическое действие металлов различно и зависит от природы металла, типа соединения, в котором он существует в природной среде, а также от его концентрации. В небольших количествах тяжелые металлы необходимы для нормальной деятельности гидробионтов, так как входят в состав активных центров энзиматических систем, участвуя в окислительно-восстановительных реакциях, в переносе энергии, влияют на синтез белков, фотосинтез, азотный обмен, синтез хлорофилла. Однако в повышенных концентрациях они ингибируют различные биохимические системы в живых организмах, что приводит к снижению скорости новообразования органического вещества, торможению его распада и т. д. Загрязнение водоемов тяжелыми металлами нарушает равновесие в водных экосистемах, ухудшает качество воды и затрудняет ее бытовое и промышленное использование.

Для того чтобы предвидеть возможные последствия загрязнения окружающей среды, необходимо проведение экспериментов, которые должны исследовать вероятные ситуации, возникающие в экосистемах при попадании в них загрязнителей. Весьма актуален экспериментальный анализ биологического последствия токсического действия малых концентраций загрязняющих веществ, которое часто остается незамеченным, но, в конечном итоге, может привести к очень серьезным отдаленным последствиям.

Решение проблем, связанных с охраной водной среды от загрязнения требует разработки методов оценки последствий воздействия тяжелых металлов на водные экосистемы, изучения реакций организмов на антропогенное изменение условий их существования.

Использование растительных водных организмов в качестве биотеста позволяет проводить оценку степени загрязнения природных вод и давать экологическую характеристику исследуемых водоемов в целях токсикологического контроля и нормирования.

Очень удобным объектом для исследований действия токсикантов как на клеточном, так и на популяционном уровнях являются микроводоросли (Методики биологических исследований., 1971; Boyle, 1984; Trainor, 1984; Whitton, 1984; Брагинский и др., 1987; Дмитриева и др., 2002; Schafer et al., 1994). Использование лабораторных культур водорослей в экологических исследованиях дает возможность, во-первых, исследовать действие токсиканта на функциональные и морфологические показатели растительной клетки (клеточный уровень), во-вторых, оценить действие токсиканта на модельную популяцию микроводорослей (популяционный уровень), а также изучить некоторые экологические особенности той или иной группы водорослей (Paasche, 1978).

Многочисленными исследованиями показано, что в окружающей среде металлы существуют в виде различных соединений, токсичность которых не одинакова и зависит от содержащихся в соли катионов и анионов одних и тех же элементов. Вероятно, разное влияние одного и того же металла при одной и той же концентрации связано с тем, в виде какого соединения он вносится в среду выращивания водорослей (Осокина и др., 1984; Stokes, 1981). В литературе имеются указания на то, что одно и то же количество металла, эффективное в условиях бидистиллята, утрачивает свою бактерицидность в биологических средах (Либ, 1938; McKnight, 1979).

В настоящее время большее внимание уделяется роли ионов серебра в жизнедеятельности водных организмов. Это связано с широким применением ионов серебра в хозяйственной деятельности человека, в том числе и пищевой промышленности. Особую актуальность приобрело исследование механизмов и закономерностей биоцидного действия серебра в различных формах в связи с его использованием в качестве средства управления развитием бактерий и водорослей в водной среде (Кульский, 1982; Бойчук, Прохоцкая, 2004).

В связи с вышесказанным, целью данной работы стало исследование структурно - функциональных характеристик модельных популяций зеленой хлорококковой водоросли Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb. при действии ионов серебра с учетом свойств культуры, некоторых условий испытаний и режима воздействия токсиканта.

В задачи работы входило:

1. Исследовать динамику роста модельных популяций S. quadricauda, культивирумых на средах Успенского № 1 и Прата при действии сульфата и нитрата серебра.

2. Определить эффект серебра на изменение численности, размеры и фотосинтетическую активность клеток водоросли.

3. Оценить жизненное состояние культуры S. quadricauda при токсическом воздействии солей серебра.

4. Дать оценку степени гетерогенности лабораторных популяций S. quadricauda в норме и при действии серебра методом микрокультур.

5. Выявить возможность адаптации культур водорослей к токсиканту по их устойчивости к возрастающей токсической нагрузке и оценить их способность к восстановлению после ее прекращения.

6. Применить новый интегральный способ оценки эффекта токсиканта по изменению повременной суммарной численности клеток за периоды наблюдений в норме и при интоксикации.

I. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

Заключение Диссертация по теме "Гидробиология", Бойчук, Татьяна Викторовна

1. Токсический и, в частности, альгостатический эффект действия

серебра на микроводоросль S. quadricauda выявлен при концентрации 0.1 мг

Ag/л и принадлежит влиянию самого катиона, независимо от среды

культивирования, степени синхронизации культуры и сезона года. При этом

происходит ингибирование процессов фотосинтеза. Токсическое влияние

концентрации 0.01 мг Ag/л обнаружено в культуре, взятой в эксперимент на

стационарной фазе развития, что свидетельствует о большей ее

чувствительности к действию серебра по сравнению с культурой,

использованной на фазе логарифмического роста. 2. Изменение численности клеток S. quadricauda практически не

зависело от формы внесения серебра. Значимое влияние на эффект серебра в

низких концентрациях оказало исходное физиологическое состояние

культуры, а именно, фаза роста культуры, на которой она отбиралась в

эксперимент, и степень ее синхронизации. 3. Изменчивость линейных размеров клеток S. quadricauda в

присутствии солей серебра зависела, главным образом, от их

физиологической активности в разные сезоны года. Лишь при концентрациях

0.01 и 0.1 мг Ag/л уменьшались линейные размеры и объем клеток, в

основном, за счет снижения их длины. 4. Фракционный состав однократно синхронизированной культуры,

отсеянной на стационарной фазе роста, был представлен преимущественно

покоящимися клетками, а дважды синхронизированной культуры, взятой в

эксперимент на логарифмической фазе развития, - размножившимися

клетками. 5. Длительная 3-хэтапная интоксикация при возрастающей

концентрации нитрата серебра привела к отбору устойчивых живых клеток,

за счет которых после пересева в чистую среду происходило постепенное

восстановление численности клеток, благодаря активизации компенсаторно адаптационных процессов. При этом структурный состав популяции после

снятия токсической нагрузки оказался близким ее составу после

первоначальной интоксикации с преобладанием фракции размножившихся

клеток. 6. Основным механизмом воздействия серебра на клетки S. quadricauda

является торможение их деления, которое имеет место, как при высоких, так

и при низких концентрациях серебра. 7. Расчет повременной суммарной численности (ПСЧ) клеток

позволяет дать интегральную оценку токсичности серебра. При высокой

токсичности концентрационные зависимости распределения ПСЧ

располагаются в узком интервале, что указывает на влияние катиона серебра. Широкий размах распределения ПСЧ при низких концентрациях

свидетельствует о том, что проявление токсичности серебра в значительной

мере зависит от исходной физиологической активности и степени

синхронизации культуры водоросли в разные сезоны года.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата биологических наук, Бойчук, Татьяна Викторовна, Москва

1. Александров В, Я. (1985). Реактивность клеток н белки. Л.: Наука. 318 с. 2. Аль-Сальман И. М. (1988). Исследование влияния Zn, Cd, Со и сульфатного засоления на зеленые водоросли Дисс. канд. биол. наук. М. 74 с.

2. Артюхова В. И., Дмитриева А. Г., Филенко О. Ф., Чжао Изцюнь (1996). Влияние бихромата калия на динамику роста культуры и размеры клеток Scenedesmus quadricauda (Тиф.) Breb. в различные сезоны года Альгология. Т. 6. Хо 1. 26 34.

3. Багнюк В.М., Олейник Т.Л., Львовская М.Р. и др. (1976). Изъятие железа из водной среды Chlorella vulgaris Beiyer и Scenedesmus quadricauda Breb. //Гидробиол. журн. T.12. Xo 1. 47 54.

4. Балоде М. Я. (1982). Действие свинца на структурные и функциональные показатели природных сообществ фитопланктона Рижского залива Экспериментальная водная токсикология. Рига: Зинатне. Вып. 8. 33 50.

5. Батыгин Н. Ф. (1986). Онтогенез высших растений. М.: Агропромиздат. 100 с.

6. Барков Г. Д., Эльпинер Л. И. (1968). Гигиена и санитария. }к 6. 16.

7. Барков Г. Д., Двоскин Я. Г., Эльпинер Л. И. (1973). Влияние малых концентраций серебра на некоторые живые организмы эволюционного ряда Сб. "Водоподготовка и очистка промышленных стоков". Вып.

8. Киев: Наук, думка. 83 91.

9. Божков А. И. (1997). К вопросу о факторах, влияющих на токсичность сернокислой меди для Dunaliella vulgaris II Альгология. Т. 7. J b 3. 251 V 261. Ю.Бойкова Э. Е. (1982). Об адаптивных реакциях одноклеточных на действие токсического фактора Эксп. водн. токсикология. Рига. Вып. 8.32 с.

10. Брагинский Л. П., Величко И. М., Щербань Э. П. (1987). Пресноводный планктон в токсической среде. Киев: Наук, думка. 180 с. П.Веселова Т. В., Веселовский В. А., Власенко В. В. (1990). Вариабельность как тест перехода клетки в состояние стресса в условиях интоксикации Физиология растений. Т. 37. Ш 4. 733 738.

11. Веселовский мембран В. А. (1990). Структурно-функциональные при адаптации к изменения растительной клетки повреждающим воздействиям// Дисс.... докт. биол. наук. М. 155 с.

12. Веселовский В. А., Веселова Т. В., Чернавский Д. (1999). Трехфазная (парадоксальная) дозовая зависимость реакции растительной клетки на факторы внешней среды Росс. хим. журн. Т. 43. 5. 49 54.

13. Гапочка Л. Д. (1981). Об адаптации водорослей к токсическому воздействию. М.: МГУ. 80 с.

14. Гапочка Л. Д., Белая Т. И., Величко И. А. (1988). Закономерности токсического действия загрязняющих веществ на популяции одноклеточных организмов (водоросли и простейшие) Тезисы докладов 5-ой всесоюзной конференции по водной токсикологии (Одесса, 1 8 2 2 апреля). 22-35.

15. Генкель П. А. (1978). Адаптация растений к экстремальным условиям окружающей среды Физиол. раст. Т.25. Вып. 5. 889 902.

16. Гилева Э. А. (1965). О накоплении некоторых химических элементов пресноводными водорослями Проблемы радиационной биоценологии: Тр. ин-та биологии Урал, филиала АН СССР. Т.

18. Горбунова Н. П. (1992). Альгология: Учебное пособие для ВУЗов по специальности "Ботаника". М.: высш. школа. 256 с.

19. Горюнова В. (1952). Применение метода флуоресцентной микроскопии для определения живых и мертвых клеток водорослей Труды ин-та микробиологии АН СССР. М. Вып. 2. 64 78.

20. Горюнова В., Герасименко Л. М., Путева М. А. (1980). Роль нуклеопептидов в клеточном делении водорослей. М.: Наука. 199 с.

21. Горюнова В., Максимов В. Н., Плеханов Е. (1984). Поглощение и выведение тяжелых металлов микроводорослями в зависимости от их физиологического состояния Научн. докл. высш. шк. биол. науки. J f 2. So 69-72.

22. Гроздинский Д.М. (1983). Надежность растительных систем. Киев: Наукова думка. 368 с.

23. Грушко Я. М. (1972). Ядовитые металлы и их неорганические соединения в промышленных сточных водах. М.: Медицина. 176 с.

24. Грушко Я. М. (1979). Ядовитые металлы и их неорганические соединения в промышленных сточных водах. Л.: Химия. Ленинградское отд. 115 117.

25. Дмитриева А.Г. (1988). Метод биотестирования по определению живых и мертвых клеток водорослей с помощью люминесцентной микроскопии Методы биотестирования вод. Черноголовка. 85 89.

26. Дмитриева А. Г. (2005). Фазность реагирования микроводорослей при разных уровнях токсического воздействия Доклады московского общества испытателей природы. Т. 36. М. 34 36.

27. Дмитриева А. Г., Кожанова О.Н., Дронина Н.Л. (2002). Физиология растительных организмов и роль металлов. М.: Изд-во МГУ. 160 с. ЗО.Дмитриева А. Г., Веселова Т. В., Веселовский В. А. (1986). Биотестирование сточных вод и их компонентов и биоиндикация природных вод с использованием люминесцентных метедов под. ред. О. Ф. Филенко. М.: Изд-во МГУ. 21 34.

28. Дмитриева А. Г., Веселовский В. А., Веселова Т. В. (1986). Использование люминесцентных характеристик растений для биотестирования

29. Егоров Н., Крашенинников И. А., Короленко М. И., Корсак М. Н. (1985). Воздействие кадмия и цинка на некоторые физиолого- биохимические параметры фитопланктона Балтийского моря Биол. науки.№7. 5 2 5 5 ЗЗ.Ипатова В. И. (2005). Адаптация водных растений к стрессовым абиотическим факторам среды. М. 224 с.

30. Кадукин А. И. (1982). Аккумуляция железа, марганца, цинка, меди и хрома у некоторых водных растений Гидроб. ж. Вып. 18. Х» 1. 79 81.

31. Капков В. И. (1972). Исследование альгицидного действия комплексных соединений меди Автореф. дисс.... канд. биол. наук. М.: МГУ. 24 с. Зб.Костяев В. Я. (1986). Биология и экология азотфиксирующих синезеленых водорослей пресных вод. Л.: Наука. 50 67.

32. Кульский Л. А. (1962). Серебряная вода. Киев. 60 с.

33. Кульский Л. А. (1982). Серебряная вода. 8-ое изд., доп. Киев: Наукова думка. 150 с.

34. Левина Э. Н. (1972). Общая токсикология металлов. Л.: Медицина. 184 с. 4О.Либ Ф. (1938). Изучение бактерицидных свойств серебра Советская стоматология. Т. 4. 31. 36-40. 41.ЛИННИК П. Н. (1986). Формы миграции тяжелых металлов и их действие на гидробионтов Экспериментальная водная токсикология. Рига: Зинатне. Вып. 11. 114 154.

35. Лысенко Н. Л. (1989). Экологические и физиологические характеристики водной растительности при токсических воздействиях Автореф. дис. канд. биол. наук. М. 24 с.

36. Марушкина Е. В. (2005). Исследование состояния популяции водоросли Scenedesmus quadricauda в норме и при интоксикации методом микрокультур Автореф. дисс. М. 24 с.

37. Маторин Д. Н., Васильев И. Р., Ведерников В. И. (1992). Исследование фотоингибирования первичных реакций фотосинтеза у природных популяций фитопланктона Черного моря Физиология растений. Т. 39. Вып. 3. 455-463.

38. Мережко А. И. (1980). Влияние высших водных растений на качество воды Гидробиол. ж. Т. 16. 6. 93 94.

39. Методики биологических исследований по водной токсикологии (1971). М.: Наука. 299 с.

40. Методическое руководство по биотестированию воды РД 118-02-90 (1991). М. 48 с.

41. Методы биотестирования качества водной среды (1989). М.: МГУ. 125 с.

42. Методы физиолого-биохимического исследования водорослей в гидробиологической практике (1975) под ред. А. В. Топачевского. Киев: Наук. Думка. 248 с. 5О.Мур Д. В., Рамамурти (1987). Тяжелые металлы в природных водах. М.: Мир. 288 с.

43. Накани Д. В., Корсак М. Н. (1976). Действие цинка, хрома и кадмия на интенсивность фотосинтеза в краткосрочных экспериментах Науч. докл. высш. школы. Биол. науки. 9. 84 86.

44. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов (1993) под ред. X. Зигель, А. Зигель. М.: Мир. 366 с.

45. Осокина О. Б., Гапочка Л. Д., Заидова У. Г., Дрожжина Т. (1984). Токсичность меди и ртути для зеленой водоросли Научн. докл. высш. шк.: Биологические науки. Ш 24. 64-69.

46. Натин А., Ткаченко В. Н., Федотова Л. В. (1974). Некоторые вопросы поглощения и накопления марганца и цинка хлореллой Тр. ВНИИ мор. рыб. хоз-ва и океанографии. 100 с.

47. Натин А., Морозов Н. П. (1981). Микроэлементы в морских организмах и экосистемах. М.: Легкая и пищевая промышленность. 241 с.

48. Подколзин А. А., Гуревич К. Г. (2002). Действие биологически активных веществ в малых дозах. М.: Изд-во КМК. 170 с.

49. Позмогова И. Н. (1983). Культивирование микроорганизмов в переменных условиях. М.: Наука. 104 с. 58,Пономарева А. К., Чистякова А. К. (1975). Выделение и изучение некоторых устойчивых представителей одноклеточных зеленых водорослей, к цианидам Генетика и селекция микроорганизмов. Новосибирск: Наука.

50. Прохоцкая В. Ю. (2002). Структурно-функциональные характеристики модельной популяции Scenedesmus quadricauda при интоксикации Автореф. дисс. М. 24 с. бО.Прохоцкая В. Ю., Веселова Т. В., Веселовский В. А., Дмитриева А. Г., Артюхова В. И. (2002). Размерно возрастная структура лабораторной популяции Scenedesmus quadricauda (Тиф.) Breb. в присутствии сульфата имазалила Альгология. Т. 12. 3. 376 384.

51. Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов (2002). РЭФИА, НИА Природа. 117 с.

52. Саноцкий И. В., Уланова И. П. (1975). Критерий вредности в гигиене и токсикологии при Медицина. бЗ.Селье Г. (1960). Очерки об адаптационной синдроме. М.: Медицина.

53. Сиренко Л.А. (1970). Физиологические основы массового размножения синезеленых водорослей в водохранилищах и методы его регулирования Автореф. докт. дисс. Киев. 48 с.

54. Строганов Н. (1973). Теоретические аспекты действия пестицидов на водные организмы Эксп. вод. токсикология. Рига: Зинатне. Вып. 5. 11 -37. бб.Тимофеев-Ресовский Н. В., Воронцов Н. Н., Яблоков А. В. (1977). Краткий очерк теории эволюции. М.: Наука. 297 с. оценке опасности химических соединений. М.:

55. Удовенко Г. В. (1977). Солеустойчивость культурных растений. Д.: Колос. 215 с.

56. Усненская В. И. (1966). Экология и физиология питания пресноводных водорослей. М.: МГУ. 124 с.

57. Физико биологические и биофизические методы диагностики степени устойчивости растений к патогенам и другим факторам (1992). М.: МГУ. 8 0 9 4

58. Филенко О. Ф. (1988). Водная токсикология. Черноголовка. 101 с.

59. Филенко О. Ф. (1990). Некоторые универсальные закономерности действия химических агентов на водные организмы Автореф. дисс. докт. биол. наук. М: МГУ. 36 с.

60. Филенко О.Ф., Дмитриева А.Г., Марушкина Е.В. (2004). Исследование структуры модельной популяции водоросли Scenedesmus quadricauda методом

61. Филенко О. Ф., Хоботьев В. Г. (1976). Загрязнение металлами Итоги науки и техники (ВИНИТИ). Сер. Общая биология. Биоценология. Гидробиология. Т. 3. 110-117.

62. Хлебович В. В., Бергер В. Я. (1975). Некоторые аспекты изучения фенотипических адаптации Журн. биолог. Т.36. }к

63. Хоботьев В. Г., Капков В. И. (1968). Влияние полиметаллических руд на выделение и поглощение кислорода в процессе фотосинтеза и дыхания протококковых водорослей Научн. докл. высш. шк.: Биологические науки. Хо 4. 82 85.

64. Шестерин И. (1972). Изучение причинных связей, определяющих взаимоотношение зеленых протококковых водорослей на уровне метаболитов Автореф. дисс. М. 24 с.

65. Царенко П. М., Ступина В. В., Хегевальд Э., Борисова Е. В. (1996). Морфологическая чзменчивость видов рода Scenedesmus Meyen (Chlorophyta). Обзор литературных данных Альгология. Т. 6. 1. 3 14.

66. Чжао Ицзюнь (1994). Влияние изменяющихся токсических нагрузок на структурно функциональные характеристики водоросли Scenedesmus quadricauda в культуре Дисс.... канд. биол. наук. М. 74 с.

67. Шавырина О. Б. (1993). Влияние абиотических факторов водной среды на устойчивость микроводорослей и цианобактерий к токсическим воздействиям металлов Дисс. канд. биол. наук. М, 116 с. 80.111легель Г. (1987). Общая микробиология. М.: Мир. 567с.

68. Яблоков А. В., Юсуфов А. Г. (1976). Эволюционное учение. Учебное нособие для студентов биологических специальностей университетов. М.: Высшая школа. 336 с.

69. Albertano Р., Di Somma D., Capucci E. (1979). Cyanobacterial picoplancton from the central Baltic Sea: cell size classification by image analyzed fluorescence microscopy J. Plankt. Res. Vol. 19. J 10. P. 1405 1416. V 83.ATSDR. Toxicological profile for silver (1990). Atlanta, GA, Us Departament of Health and Human Services, Public Health Servise, Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Vol. 90. J 24. V

70. Babich H., Puemer J. A., Borenfreund E. (1983). In vitro cytotoxity of metals to bluegill (BF-2) cells. Water Res. Vol. 17. 4. P. 459 470.

71. Bard С С Укфу J. J., Stone D. L. et al. (1976). J. Water Pollution Control Federation. Vol. 48. 2. 389 p.

72. Bean E. L. J. Am. Water Works Assos. (1962). Vol. 54. X» 11. 1313 p.

73. Borisova E. V., Tsarenko P. M. (1999). The effects of accompanying bacteria on the freguency of unicells in cultures of some Scenedesmus species Arch. Hidrobiol. Suppl. Vol. 127. P. 47 56.

74. Boyle T. P. (1984). The effect of environmental contaminants on aquatic algae Algae as ecological indicators. Academic Press. Ink. London Ltd. 434 p.

75. Cain J. R., Paschal D. S. and Hayden C. M. (1980). Toxicity and bioaccumulation of cadmium in the colonial green algae Scenedesmus obliquus //Arch. Environ. Contam. Toxicol. Vol. 9. 1. P. 9 16. 9O.Camp Th., Meserve R. J. (1974). Water and its impurities. Stroudsburg, Pa, Dowden Huthinson a Ross. 384 p.

76. Ciaccio L. L. (1972). Water and water pollution control. New York, M. Dekker Inc. 165 p. 92.De Fillipis L. F., Hampp R., Ziegler H. (1981). The effects of sub-lethal concentrations of zinc, cadmium and mercury of Euglena. Growth and pigments Z. Pflanzenphysiol. Vol. 101. P. 37 47.

77. Egan P. F., Trainor F. R. (1989). The role of unicells in the polimorphic Scenedesmus armatus (Chlorophyceae) II J. Phicol. Vol. 25. J b 1. P. 65 70. V

78. Eisler R. (1996). Silver hazards to fish, wildlife, and invertebrates: a synoptic review Biological Report 32. U.S. Department of the Interior. Washington. DC. 95.von Elert, Frank A. (1999). Colony formation in Scenedesmus: grazer-mediated release and chemical features of the infochemical J. Plankton Res. Vol. 21. >fe 4. P. 789-804.

79. Fisher N. S., Frood D. (1980). Heavy metals and marine diatoms: influence of dissolved organic compounds of toxicity and selection for metal tolerance among four species Mar. Biol. Vol. 59. P. 8 5 9 3

80. Forstner-Wittmann T. W. (1983). Metal pollution in the aquatic environment. Berlin etc.: Springer. 486 p.

81. Fortin C Campbell P. G. (2001). Thiosulfate enhances silver uptake by a green algae: role of anion transporters in metal uptake Environ Sci Technol. Vol. 35. 1 1 P. 2214-2218.

82. Fowler B, Nordberg G. (1986). Silver Handbook on the toxicology of metals, Vol.

83. Specific metals. NY, Elsevier. P. 521 530.

84. Gadd G. M., Laurence 0. S. etc. (1989). Silver accumulation in Pseudomonas stutzeri AG259 Biomet. Vol. 2. 3. P. 168 173.

85. Garciarivera J., Casadevall A. (2001). Melanization of Cryptococcus neoformans reduces its susceptibility to the antimicrobial effects of silver nitrate MED MYCOL. Vol. 39. M 4. P.353 357.

86. George S. G. (1982). Physiological Mechanisms of Marine Pollutant Toxicity. Academic Press. New York. P. 3.

87. Graun G. F., McCabe L. J. (1975). J. Am. Water Works Assos. Vol. 67. 593 p.

88. Guidelines for drinking-water quality (1996). Vol.

89. Health criteria and other supporting information. Geneva. World Health Organization. P. 338-343.

90. Hamilton G. A. (1969). Mechanism of two and four electron oxidation catalyzed by some metalloenzymes Adv. Enzimol. Vol. 32. P. 55 96.

91. Hegewald E. (1989). The Scenedesmus strains of the culture collection of the university of Texas at Austin (UTEX) Arch. Hydrobiol. Suppl. Vol. 82. P. 152-189.

92. Hegewald E., An S. S., Tsarenko P. (1998). Revision of Scenedesmus intermedius Chod. {Chlorophyta, Chlorococcales) II Arch. Hydrobiol. Suppl.

94. Hindak F. (1979). Some problems in the taxonomy of the genus Scenedesmus Meyen. {Chlorococcales, Chlorophyceae) II Biologia. Vol. 34. 10. P. 811-812.

95. Hiriart-Baer V., Fortin C Lee D., Campbell P. G. (2006). Toxicity of silver to two freshwater algae, Chlamydomonas reinhardtii and Pseudokirchneriella subcapitata, grown under continuous culture conditions: Influence of thiosulfate Aquatic Toxicology. 78. P. 136 148.

96. Johnson D. (1953). Surveyor a. Municip. a. County Eng. Vol. 112. 3192. 321 p.

97. Kelly M. (1988). Mining and the Freshwater Environment. BP Elsevier Applied Science. London.

98. Karsten A. (1936). J. Am. Water Works Assoc. Vol. 28. P. 660.

99. Kazumi J., Zorken N., Lewis A. G. (1987). The effect of manganese-copper interactions of growth of a diatom in water from a manganese-rich British Columbia Fjord Estuarine, Coast, and Shels Sci. Vol. 25. 3. P. 337 346.

100. Kessler E. (1991). Scenedesmus. problems of highly variable genus of green algae Bot. Acta. Vol. 104. P. 169 171.

101. Komarek J., Ruzicka J. (1969). Effect of temperature on the growth and variability of Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb. Studies in phicology. Stuttgard: E. Schweizerbartache. P. 262 292.

102. Kylin A., Das E. (1967). Calcium and strontium as micronutrients and morphogenetic factors for Scenedesmus II Phicologia. Vol. 6. P. 201 210. 117. van Leeuwen C. J., Luttmer W. J. and Griffioen P. S. (1984). The use of cohorts and populations in chronic toxicity studies with Daphnia magna: a cadmium example Ecotoxicol. Environ. Saf. 9. X» 1. P. 26 39.

103. Monahan T. J. (1976). Lead inhibition of chlorophycean microalgae J. Phycol.Vol. 12.P.358-362.

104. Nakamura H. (1963). Biological knowledges on species of Chlorella and Scenedesmus. Tokio: Kuoritsu Women University. 43 p.

105. Paasche E. (1978). Growth experiments with marine plankton algae: the role of "water quality" in species succession Mitt. Intemat. Verein. Limnol. Vol. 21. P. 521-526.

106. Pawlic Skowronska В. (2001). Phytochelatin production in freshwater algae Stigeoclonium in response to heavy metals contained in mining water; effects of some environmental factors Aquat Toxicol.

107. Peres-Rama M., Herrero Lopez C Abalde Alonso J., Torres Vaamonde E. (2001). Class III metallothioneins in response to cadmium toxicity in the marine microalga Tetraselmis suecica (Kylin) Butch. //Environ Toxicol Chem.

108. Pirson A., Lorenzen H. (1958). Photosynthetische Sauerstoffentwicklung von Chiorella nach Synchronization durch Licht- Dunkel- Wechsel Naturwissenschaften. >f2 45. 497 p.

109. Prokhotskaya V. Yu., Dmitrieva A. G., Boichuk T. V., Chemenkova A. Yu. (2004). Algostatic effect of silver ions (for microalgae laboratory cultures) Сборник материалов. Международная научно-практическая конференция МГУ-СУНИ "Человечество и окружающая среда". 26-28 октября 2004 года, Россия, Москва, МГУ им. М.В. Ломоносова. 153 157.

110. Purcell Т. W., Peters J. J. (1998). Sources of silver in the environment Environ. Toxicol. Chem. 17. P. 539 546.

111. Ratte H. T. (1999). Bioaccumulation and toxicity of silver compounds: a rewiew Environ. Toxicol. Chem. 18. P. 89 108. 130. Ray L. C Gaur J. P., Kumar H. D. (1981). Phycology and heavy metal pollution Biol. Rev. Cambr. Phyl. Soc. Vol. 56. 2. P. 99 151. 131. Ray L. C Jensen T. E., Rachlin J. W. (1990). A moфhometric and x-ray energy dispersive analisis approach to monitoring pH altered Cd toxicity in Anobaenaflos-aqua II Arch. Environ. Contam. Toxicol. Vol. 19. P. 479 487.

112. Rothstein A. (1953). Toxicology of the minor metals Univ. of Rochester, ABC project UR. 262 p.

113. Schafer H., HettlerH., Fritsche U., Pitzen G., Rodeger G. and Wenzel A. (1994). Biotests using unicellular algae and ciliates for predicting long-term effects of toxicants Ecotoxicol. Environ. Saf. 27. >Г21. P. 64 81.

114. Seifriz W. (1949). Toxicity and chemical properties of ions Science. Vol. 110. P. 193-196.

115. Sheets W. D. (1957). Sewage Ind. Wastes. Vol. 29. 12. 4380 p.

116. Shubert L. E., Trainor F. R. (1974). Scenedesmus morphogenesis control of the unicell stage with phosphorus Brit. Phicol. J. Vol. 9. P. 7 14.

117. Silver and silver compounds: environmental aspects (2002). Geneva, World Health Organization.

118. Silver Institute (2000). World Silver Survey. Washington, DC. The Silver Institute.

119. Siver P., Trainor F. (1983). Effect of growth rate onunicell production of two strains oiScenedesmus (Chlorophyta) II Ibid. Vol. 22. P. 127 131.

120. Steel E. W. (1960). Water supply and severage. 4 ed. New York Toronto London.

121. Steeman-Nielsen E., Kamp-Nielsen L. (1970). Influence of deleterious concentrations of copper on the growth of Chlorella pyrenoidosa II Physiol. Plant. Vol. 23. P. 828-840.

122. Steeman-Nielsen E., Kamp-Nielsen L., Wuim-Andersen S. (1969). The effect of deleterious concentrations of copper on the photosynthesis of Chlorella pyrenoidosa II Physiol. Plant. Vol. 22. P. 1121 1133.

123. Steenbergen С L. M. (1975). Light-dependent morphogenesis of unicellular stades in synchronized cultures of Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb. (Chlorophyceae) II Acta Bot. Need. Vol. 24. 5/6. P. 391 396.

124. Steenbergen C. L. M. (1978). Pleomorphism oi Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb. (Chlorophyceae) in synchronized cultures Mitt. Intemat. Verein. Limnol. Vol. 21. P. 216 2 2 3

125. Stokes P. M. (1981). Multiple metal tolerance in copper tolerant green algae J. PL. Nutr. Vol. 3. 3. P. 667 678.

126. Sunda W. G., Guillard R. (1976). The relationship between cupric ion activity and the toxicity of copper to phytoplankton J. Mar. Res. Vol. 34. 4. P. 511-529.

127. Sunda W., Lewis Jo Ann M. (197i8). Effect of complexation by natural organic ligands on the toxicity of copper to a unicellular alga, Monochrysis lutheri II Limnol. Oceanogr. Vol. 23. 5. P. 870 876.

128. Swale E. M. F. (1967). A colone oi Scenedesmus with Chodatella-stages II Brit Phicol. Bull. Vol. 3. 2. P. 281 293.

129. Tebutt T. H. (1966). Effluent Water Treatment J. Vol. 6. 7. p. 316.

130. Trainor F. R. (1966). A study of wall ornamentation in cultures of Scenedesmus //Amer. J. Bot. Vol. 53. P. 995 1000.

131. Trainor F. R. (1969). Scenedesmus morphogenesis. Trace elements and spine formation J. Phicol. Vol. 5. P. 185 190.

132. Trainor F. R. (1971). Development of from in Scenedesmus Parker В., Brown R. Contributions in Phicology. Lawrence, Cansas: Alen Press. P. 81 92.

133. Trainor F. R. (1984). Indicator algal assay: laboratory and field approaches Algae as ecological indicators. Acad. Press. Ink. London Ltd. 434 p.

134. Trainor F. R. (1991). Scenedesmus plasticity: facts and hypothsis J. Phicol. Vol. 27. №4. P. 555-556.

135. Trainor F. R. (1992). Cyclomorphosis in Scenedesmus communis Hegew.: ecomorph expression at low temperature Brit. Phicol. J. Vol. 27. P. 75 81.

136. Trainor F. R. (1993). Cyclomoфhosis in Scenedesmus subspicatus (CMorococcales, Chlorophita): stimulation of colony development at low temperature Phicologia. Vol. 36. №6. P. 429 433.

137. Trainor F. R., Rowland H. L. (1968). Control of colony and unicell formation in synchronized Scenedesmus Phicology. Vol. 4. 4. P. 310 317.

138. Trainor F. R., Cain J. R., Shubert L. E. (1979). Morphology and nutrition of the colonial green alga Scenedesmus: 80 years later Bot. Rew. Vol. 42. Ш 1. P. 5-25.

139. Whitton B. A. (1984). Algae as monitors of heavy metals of freshwaters Algae as ecological indicators. Academic Press. Ink. London Ltd. 434 p.

140. Wright V. (1962). Public health reports. Vol. 7. 77. P. 628.

141. Zimmerman W. Z. (1952). Hygiene und Infectionskrankheit. Vol. 135. P. 403-413.