Проблема биодоступности тяжелых металлов в экологическом мониторинге природных вод тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, кандидат биологических наук Стравинскене, Екатерина Сергеевна

  • Стравинскене, Екатерина Сергеевна
  • кандидат биологических науккандидат биологических наук
  • 2012, Красноярск
  • Специальность ВАК РФ03.02.08
  • Количество страниц 119
Стравинскене, Екатерина Сергеевна. Проблема биодоступности тяжелых металлов в экологическом мониторинге природных вод: дис. кандидат биологических наук: 03.02.08 - Экология (по отраслям). Красноярск. 2012. 119 с.

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Стравинскене, Екатерина Сергеевна

Оглавление

Введение

Глава 1. Процессы поступления, миграции и трансформации токсичных свойств тяжелых металлов в водной среде (Обзор литературы)

1.1. Пути поступления, формы миграции и токсичность тяжелых металлов в водной среде

1.2. Роль органического вещества вод в процессах миграции и трансформации токсичных свойств тяжелых металлов

1.3. Пространственно-временное колебание РОВ в природных водных объектах

1.4. Применение методов биотестирования при исследовании трансформации токсичных свойств ТМ в водной среде

1.5. Характеристика трех тяжелых металлов: медь, цинк, кадмий

Глава 2. Материалы и методы

2.1. Характеристика тест-объекта

2.2. Методика проведения экспериментов на основе регистрации прироста культуры водоросли Chlorella vulgaris

2.3. Методика проведения экспериментов на основе регистрации параметров замедленной флуоресценции культуры водоросли Chlorella vulgaris

Глава 3. Результаты и обсуждения

3.1. Характер токсического воздействия ионов меди, цинка и кадмия на прирост тест-культуры водоросли хлорелла

3.2. Характер токсического воздействия ионов меди, цинка и кадмия на замедленную флуоресценцию тест-объекта

3.3. Влияние факторов культивирования на токсичность ионов ТМ для водоросли Chlorella vulgaris

3.4. Влияние содержания гумусовых веществ на токсичность ионов ТМ для культуры водоросли Chlorella vulgaris

3.5. Сопоставление данных по связывающей способности природных вод, полученных двумя методами биотестирования

3.6. Пространственно-временная динамика связывающей способности природных вод

Выводы

Список литературы

Приложение - Акт внедрения в учебный процесс

Рекомендованный список диссертаций по специальности «Экология (по отраслям)», 03.02.08 шифр ВАК

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Проблема биодоступности тяжелых металлов в экологическом мониторинге природных вод»

Введение

Загрязнение водной среды тяжелыми металлами (ТМ) является одной из наиболее актуальных проблем, обусловленных все возрастающей техногенной нагрузкой на природные системы. Наряду с исследованием токсичности тяжелых металлов для различных гидробионтов и процессов поступления их в водоемы в последнее время большое внимание уделяется таким аспектам как миграция и трансформация форм существования ТМ в среде (Линник, Набиванец, 1986; Исидоров, 1999; Холин, 2001; Mercier et al., 2001; Janssen et al., 2003, Karner et al, 2006). По мере накопления знаний в этой области становится ясно, что данных по общей концентрации металлов в воде недостаточно для прогнозирования токсического эффекта на организмы (Будников, 1998; Beceiro-Gonzalez et al., 2000). Данная проблема является общей для всех токсикантов, поступающих в окружающую среду, поэтому при определении уровня загрязнения среды рекомендуется использовать не только методы химического анализа, но также и методы биотестирования. Это связано с тем, что, в отличие от химического анализа, биотестирование позволяет провести интегральную оценку токсичности среды с учетом доступности загрязнителей для гидробионтов.

Одной из стандартных процедур является биотестирование вод с помощью водорослей. Однако было замечено, что при использовании одного и того же тест-организма токсический эффект проб с одинаковым содержанием металлов может существенно варьировать (Sunda, Lewis, 1978). Среди причин, определяющих токсичность металлов в природных водах, одной из главных принято считать содержание в них растворенного органического вещества (Линник, Набиванец, 1986; Будников, 1998; Морозова, Пен, Фоменко, 2011), основным компонентом которого являются гумусовые вещества. Благодаря способности связывать ионы металлов гумусовые вещества могут увеличивать

мобильность следовых элементов в среде (через реакции комплексообразования), или снижать их миграционную способность благодаря склонности гумусовых веществ адсорбироваться на минеральных поверхностях (Линник, Набиванец, 1986; Mercier et al., 2001). Кроме того, в результате процессов комплексообразования, или связывания, РОВ может существенно влиять на биодоступность ТМ для фитопланктона (Линник, Набиванец, 1986; Морозова, Пен, Репях, 2001; Gueguen et al., 2003). Существует мнение, согласно которому гумусовые вещества могут контролировать поведение всех типов поллютантов в природных системах, включая органические загрязнители (Mercier et al., 2001).

Вместе с тем, содержание в природных водах растворенного органического вещества может существенно зависеть от типа и места расположения водного объекта (Smirnov, 2008). Это, в свою очередь, может влиять на степень проявления токсических свойств поллютантов в различных водных объектах. Понимание значимости модифицирующих характеристик воды, во многом определяющих токсичность одних из наиболее распространенных поллютантов, попадающих в водоемы - металлов, привело некоторые организации (напр., Агентство по защите окружающей среды США, US-ЕРА) к созданию местоспецифичных критериев качества воды (US-EPA, 1994; Heijerick, De Shamphelaere, Janssen, 2002). Однако до сих пор нет однозначных ответов на многие вопросы, такие как связь форм нахождения ТМ в воде с их токсичностью, или влияние внешних условий на токсичность ТМ для гидробионтов (Исидоров, 1999).

Целью настоящей работы явилась оценка влияния комплексообразующей, или связывающей, способности природной воды на биодоступность тяжелых металлов для тест-организма водоросли хлорелла. Были поставлены следующие задачи:

1. Провести анализ современного состояния вопросов биодоступности тяжелых металлов в природных водных объектах и применения методов биотестирования для исследования данной проблемы.

2. Определить характер токсического воздействия трех тяжелых металлов - меди, цинка и кадмия - на функции роста и фотосинтетической активности тест-объекта водоросли Chlorella vulgaris Beijer.

3. Выявить зависимость чувствительности тест-объекта к тяжелым металлам от условий проведения эксперимента (свет, температура, способ установления токсического эффекта); определить оптимальные условия проведения биотеста.

4. Оценить роль гумусовых веществ в снижении токсичности тяжелых металлов природными водами.

5. Сравнить степень понижения токсичности тяжелых металлов в пробах воды различных природных объектов.

Научная новизна. Впервые показана возможность применения методов биотестирования для целей исследования динамики связывающей способности природных вод по отношению к тяжелым металлам. Выявлены существенные различия в биодоступности тяжелых металлов в водах различных природных объектов. С помощью модельных экспериментов исследована роль гумусовых веществ в процессах комплексообразования тяжелых металлов в природных водах. Показано, что медь, цинк и кадмий обладают различной способностью к связыванию в природных водах и в питательной среде.

Защищаемые положения:

1. Проявление токсических свойств тяжелых металлов по отношению к гидробионтам определяется составом природных вод, в частности, присутствием в них комплексообразующих компонентов. Наиболее характерная ситуация заключается в снижении токсичности металлов при попадании их в водные объекты.

2. Сезонные колебания качественного и количественного состава природных вод, в том числе содержания в них комплексообразующих веществ, обуславливают соответствующие изменения их связывающей способности.

3. Величину связывающей способности, а также ее пространственно-временные колебания в водных объектах можно успешно исследовать с помощью методов биотестирования.

Практическая значимость. Полученные данные могут использоваться для прогнозирования проявления токсичных свойств тяжелых металлов при попадании их в водную среду. Продемонстрированная возможность применения в этих целях методов биотестирования позволяет создать новое направление в рамках экологического мониторинга водных объектов.

Апробация. Материалы исследований были доложены на международной научной школе-конференции студентов и молодых ученых «Экология Южной Сибири и сопредельных территорий» (г. Абакан, 2004; 2005; 2008); межрегиональной научно-практической конференции «Объединение субъектов Российской Федерации и проблемы природопользования в Приенисейской Сибири» (г. Красноярск, 2005); международной конференции «Современные проблемы водной токсикологии» (п. Борок, 2005); всероссийской научной конференции «Современные аспекты экологии и экологического образования» (г. Казань, 2005); всероссийской конференции «Научно-техническое творчество молодежи - путь к обществу, основанному на знаниях» (г. Москва, 2006); I открытой научно-практической конференции молодых работников ФГУП «ГХК» (г. Железногорск, 2006); международной научной конференции «Биоиндикация в мониторинге пресноводных экосистем» (г. Санкт-Петербург, 2006); российской школе-конференции молодых ученых «Экотоксикология: Современные биоаналитические системы, методы и технологии» (г. Пущино,

2006); 2-ой научной конференции с участием стран СНГ «Современные проблемы физиологии и биохимии водных организмов» (г. Петрозаводск,

2007); всероссийской научно-практической конференции «Проблемы

региональной экологии в условиях устойчивого развития» (г. Киров, 2007); региональной научно-практической конференции «Региональные проблемы природопользования и охраны окружающей среды» (г. Куртамыш, 2008); пятой международной научно-практической конференции «Исследование, разработки и применение высоких технологий в промышленности» (г. Санкт-Петербург, 2008); ХЬУ1 международной научной студенческой конференции «Студент и научно-технический прогресс. Глобальные проблемы и принципы устойчивого развития» (г. Новосибирск, 2008); III всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» и Конференции по гидроэкологии «Критерии оценки качества вод и методы нормирования антропогенных нагрузок» (г. Борок, 2008); международной научной конференции и международной школе для молодых ученых «Проблемы экологии. Чтения памяти профессора М.М. Кожова» (г. Иркутск, п. Большие Коты, 2010).

Результаты работы были представлены на выставках НТТМ-2006 (г. Москва, 2006); 1-й и 2-й Городских ассамблеях (г. Красноярск, 2008; 2009); молодежном форуме (г. Красноярск, 2008); молодежном форуме «Селигер-2009».

Работа была поддержана следующими грантами: грант Сибирского федерального университета на выполнение молодежного научно-исследовательского проекта «Исследование модификации токсических свойств тяжелых металлов в природных и сточных водах» (2007 г.); грант Сибирского федерального университета на выполнение коммерческого проекта «Разработка и внедрение оперативных технологий биологического контроля качества окружающей среды в систему государственного и ведомственного экологического мониторинга» (2007 г.); грант Красноярского краевого фонда науки для молодых ученых 18й (2008 г.); Грант Сибирского федерального университета на выполнение молодежного проекта «Разработка оперативных методик определения токсичности воды флуоресцентными методами» (2008 г.);

Грант Сибирского федерального университета на выполнение инновационного проекта «Создание комплекса оперативных технологий биомониторинга окружающей среды» (2008 г.).

Публикации. По теме исследований опубликовано 20 работ, в том числе 1 работа в издании, рекомендованном ВАК РФ.

Структура и объем работы. Диссертация изложена на 119 страницах, содержит 4 таблицы, 31 рисунок, состоит из введения, 14 глав и выводов. Список литературы включает 208 наименований, в том числе 147 на

иностранном языке.

Личный вклад автора. Представленная работа является обобщением научных исследований, проведенных автором лично. Автор принимала активное участие в систематизации, обработке, анализе и интерпретации полученных результатов.

Благодарности. Автор выражает благодарность научному руководителю кандидату биологических наук, доценту Ю.С. Григорьеву за ценные советы и помощь в проведении работы, а также сотрудникам кафедры экологии и природопользования за консультации при выполнении и оформлении результатов работы.

Глава 1. Процессы поступления, миграции и трансформации токсичных свойств тяжелых металлов в водной среде (Обзор литературы)

1.1. Пути поступления, формы миграции и токсичность тяжелых металлов в водной среде

Тяжелые металлы играют большую роль в жизненных процессах, что в значительной мере связано с биологической активностью многих из них (Константинов, 1986; Линник, Набиванец, 1986; Будников, 1998; Исидоров, 1999). Среди ТМ есть как необходимые для жизнеобеспечения организма биогенные элементы, так и ксенобиотики, вызывающие отравление или гибель. В связи с широким использованием ТМ в промышленности, их поступление в окружающую среду стремительно растет (Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006). Вместе с тем накопленные данные позволяют говорить о наличии неоднозначной связи между их концентрацией в среде и токсичностью. Поэтому большой интерес представляют исследования процессов поступления и миграции металлов в природной среде, а также процессов трансформации их химических форм и свойств.

Термин «тяжелые металлы» в настоящее время ассоциируется с понятием «токсичные металлы» (Исидоров, 1999; Папина, 2001). В качестве критериев принадлежности металлов к этой группе могут использоваться многочисленные характеристики: атомная масса, плотность, токсичность, распространенность в природной среде, степень вовлеченности в природные и техногенные циклы (Будников, 1998; Исидоров, 1999). Прежде всего представляют интерес те металлы, которые в наибольшей степени загрязняют атмосферу ввиду использования их в значительных объемах в производственной деятельности. В результате накопления во внешней среде они представляют серьезную опасность с точки зрения их биологической активности и токсических свойств.

К ним относят кадмий, медь, мышьяк, никель, ртуть, свинец, цинк и хром (Будников, 1998).

Попадание металлов в водные объекты может быть обусловлено как антропогенными, так и естественными процессами, такими как вулканическая деятельность, выветривание, химическое и биологическое выщелачивание пород, деструкция растительности (Исидоров, 1999; Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006). При этом объемы антропогенного поступления многих элементов в водные системы сопоставимы или даже превышают объемы природного поступления (Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006; Koukal et al., 2003; Clemens, 2006). Основным источником антропогенного загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами являются предприятия тепло- и электроэнергетики. Кроме того, большой вклад в загрязнение окружающей среды металлами вносят предприятия черной и цветной металлургии, горнодобывающие и химические предприятия, цементные заводы, гальванические производства, автотранспорт (Вредные химические вещества..., 1988; Будников, 1998; Исидоров, 1999; Морозова, Пен, Репях, 2001). Существует возможность загрязнения воздуха, водоемов, грунта и подземных вод вследствие накопления твердых отходов на свалках, шламонакопителях, а также при их уничтожении (Синицкая и др., 2002).

Повышение концентрации тяжелых металлов в природных водах часто связано с другими видами загрязнения, например, с закислением. Выпадение кислотных осадков способствует снижению значения pH и переходу металлов из сорбированного на минеральных и органических веществах состояния в свободное (Будников, 1998).

В атмосфере ТМ претерпевают различные превращения с изменением валентности и растворимости. Так, металлургические комбинаты, тепло- и электростанции выбрасывают ТМ преимущественно в нерастворимой форме в составе твердых частиц. В ходе атмосферного переноса происходит их постепенное выщелачивание из минеральной алюмосиликатной матрицы и

переход в водорастворимую ионную форму (Исидоров, 1999). Поверхность Земли (почвы и растительность) является биогеохимическим барьером на пути миграции элементов от источника выбросов в атмосферу и осаждения на поверхность суши до водного объекта, однако в конечном итоге основная часть их все же оказывается в водоемах и водотоках. Вместе с тем значительно большее количество металлов попадает в водные объекты непосредственно в составе прямых сбросов (Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006). Прямое поступление тяжелых металлов в русловые сети рек может происходить как от сосредоточенных, точечных (стоки промышленных предприятий, очистных сооружений и ливневой канализации), так и от рассредоточенных, диффузных (смыв с водосборной площади) источников загрязнения природного и антропогенного характера (Папина, 2001). Часть веществ, вовлеченных в техногенную миграцию, осаждается и аккумулируется в донных отложениях, другая - с речным стоком выносится в океаны (Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006).

Увеличение концентрации ТМ в среде приводит к накоплению значительных количеств соответствующих ионов в организмах и к нарушениям основных процессов жизнедеятельности (Константинов, 1986; Малева, Некрасова, Безель, 2004). Особую опасность представляют процессы биоаккумуляции и экологической магнификации ТМ при движении по пищевым цепям, результатом чего могут стать массовые отравления животных и человека (Исидоров, 1999).

Тяжелые металлы относятся к группе неконсервативных металлов, то есть их содержание в воде, почве, иле зависит от целого ряда факторов, таких как температура, солесодержание, время года и рН (Жукова, 2003; Морозова, Пен, Фоменко, 2011; Wilde et all., 2006). Факторы, в целом определяющие химический состав природных вод, можно разделить на следующие группы (Линник, Набиванец, 1986):

• физические (разбавление, испарение, смешение и др.);

• химические и физико-химические (растворение, образование малорастворимых соединений, кислотно-основные взаимодействия, окислительно-восстановительные реакции, комплексообразование металлов с органическими и неорганическими лигандами, адсорбция);

• биологические (потребление химических веществ гидробионтами, прижизненные выделения, разложение организмов).

Факторы первой группы приводят к перераспределению химических соединений в водных экосистемах, но не влияют на абсолютную их концентрацию, тогда как факторы второй и третьей групп влияют на абсолютное содержание химических ингредиентов (Линник, Набиванец, 1986). Кроме того, на содержание элементов в поверхностных водах большое влияние могут оказывать физико-географические (рельеф, климат, выветривание, почвенный покров) и геологические (состав горных пород, тектоническое строение, гидрогеологические условия) факторы (Гусева и др., 2000).

Фирмы мигрицпи к..

Е! <и1-ш*'нлы«'

ИгТНИПЛ ¡>.1СТиО}НЧП<ЫЛ

Неорганически« (сулы|мтнш\ ядафидные,

' ГИ.ЦЮКЛр&ПЫТШ.!«*

1 пи^жеокохплекгы

И др-)

| V, ки.^кичалскуляр-иы.чш органическим;: | Л!1!ЛЯ;Ц1МИ (;]МИШ>-,

окси-, карбомоаме юпмот, моиекшш. ЭДТА и др.)

С вьхеокомо.чс ¡;ул яри ы м и оргадическими липшдими

(¡•умусовые. 5с,жп»о:1п.|оСн»ы»; мчцлггиа,

ПЛЛИ1!»"ИТ1$мЫ и др,|

Рисунок 1 - Формы миграции металлов в водных средах (Линник, Набиванец, 1986)

Токсичность тяжелых металлов в значительной степени определяется не только концентрацией, но также формой их содержания в водной среде. Согласно данным (Линник, Набиванец, 1986), а также (Остроумов, 2005) металлы в водных средах могут быть представлены несколькими сосуществующими формами (рис.1). Размеры связанных с металлом фракций распределяются следующим образом: < 0,001 мкм - истинно растворенные формы; 0,001 - 1 мкм - коллоидные формы и > 1 мкм взвешенные формы (8атш11аЬ, 1990).

Основные факторы, определяющие формы миграции ТМ в воде, можно разделить на несколько групп:

• Тип источника поступления ТМ в водную среду (Папина, 2001);

• Совокупность процессов, происходящих в водной среде, наиболее важными из которых считаются гидролиз и комплексообразование (Исидоров, 1999);

• Химическая природа ионов ТМ (Линник, Набиванец, 1986).

Тип источника поступления ТМ. Соотношение сосуществующих форм миграции ТМ зависит от вкладов двух существенно различающихся между собой типов источников их поступления: точечных и диффузных. Преобладающими формами ТМ, поступающих от точечных источников загрязнения, являются растворенные формы, тогда как в смыве с водосборной площади зачастую преобладают металлы, сорбированные на вымытом из поверхностного слоя почв твердом материале (Папина и др., 1999). В целом характерные отличительные признаки двух типов источников поступления ТМ заключаются в следующем. Точечные источники достаточно стабильны -диапазон изменения объема и концентрации сбрасываемых ими веществ не превышает одного порядка. Степень загрязнения реки от точечных источников не связана или очень слабо связана с изменением метеорологических факторов. Эти источники загрязнения легко идентифицируются. Диффузные источники

загрязнения в большинстве весьма динамичны - диапазон изменения объема и концентрации поступающих от них веществ может составлять несколько порядков, причем эти изменения происходят через произвольные перемежающиеся периоды. Нагрузка от них на реку напрямую связана с метеорологическими условиями, особенно с выпадением осадков. Эти источники загрязнения трудно или невозможно идентифицировать (Папина, 2001; Behrendt, 1993; Novotny, 1988). В настоящее время на урбанизированных участках водосборного бассейна большинства рек нагрузка от диффузных источников загрязнения тяжелыми металлами сравнима или превышает таковую от точечных источников загрязнения (Папина и др., 1999; Behrendt, 1993; Randalletal., 1981).

Процессы гидролиза. Многие из попадающих в реку соединений металлов, гидролизуясь, могут образовывать нерастворимые гидроксиды в интервале pH природных вод (6,5 - 8,5). Вместе с тем, для некоторых экологически значимых металлов, например, Be, Cd, Со, Cr, Си, Ni, Pb, Zn, соотношение растворенных и взвешенных форм зависит от реально существующих в реке кислотно-щелочных условий. Уже незначительное изменение pH в интервале 6,5 - 8,5 может привести к переходу этих металлов в раствор или наоборот их сорбции в виде нерастворимых гидроксидов на поверхности взвешенного вещества (Папина, 2001).

Процессы комплексообразования. В водной среде процессы комплексообразования выступают в качестве процессов, конкурирующих гидролизу и осаждению металла в составе взвесей. Если гидролиз приводит, как правило, к образованию малорастворимых соединений - гидроксидов металлов и их основных солей, то комплексообразование, напротив, - к связыванию ионов металлов в растворимые соединения и удерживанию их в водной толще речного потока (Линник, Набиванец, 1986). Зачастую образование комплексов ТМ с органическими лигандами снижает их биодоступность и токсичность, тогда как ионные формы металлов считаются

наиболее доступными и токсичными (Лапин, Красюков, 1986; Линник, Набиванец, 1986; Исидоров, 1999; Папина, 2001; Жукова, 2003; Campbell, 1995; Gueguen et al., 2003).

Все химические компоненты природных вод, в той или иной степени влияющие на формы миграции металлов, можно разделить на 4 группы (Линник, Набиванец, 1986):

• Главные ионы (К+, Na+, Mg2+, Са2+, СГ, S042", НСОэ", СОэ2"). Анионы минеральных кислот могут оказывать заметное влияние на состояние ионов металлов в природных водах, осаждая или связывая их в комплексные соединения.

• Растворенные газы (кислород, азот, двуокись углерода, сероводород, метан и др.), из которых только сероводород может оказывать существенное влияние на формы миграции металлов, образуя со многими из них малорастворимые сульфиды.

• Неорганические биогенные вещества (соединения азота, фосфора, железа, кремния). Неорганические формы азота (NH/, N03", N02") не образуют комплексных соединений с ионами металлов, обычно присутствующих в природных водах. Кремний, находящийся в виде коллоидных или истинно растворенных форм кремниевой и поликремниевой кислот, также, по-видимому, не образует комплексных соединений с ионами металлов. Растворенный неорганический фосфор находится в основном в форме ионов Н2РО4" и НРО42", которые могут образовывать с ионами металлов малорастворимые фосфаты или растворимые комплексные соединения.

• Органические формы биогенных элементов оказывают наибольшее влияние на состояние металлов в природных водах. К этой группе относятся органические кислоты, сложные эфиры, фенолы, гумусовые вещества, азотсодержащие соединения (белки, аминокислоты, амины), углеводы и др.

Свойства тяжелых металлов могут в значительной степени определять образование той или иной их формы. Большинство ТМ (за исключением цинка, кадмия и ртути) относятся к (¿-элементам и проявляют выраженные комплексообразующие свойства за счет вакансий в электронных оболочках (Исидоров, 1999; Жукова, 2003).

Кроме концентрации и форм миграции ТМ их токсический эффект может также определяться содержанием других загрязняющих веществ в среде. Известно, что при одновременном присутствии нескольких ТМ общий токсический эффект может не отвечать простой формуле сложения токсических эффектов этих металлов (Исидоров, 1999).

Таким образом, влияние поступающих в водную среду тяжелых металлов на живые организмы и экосистему в целом зависит как от свойств ТМ, так и от состава самой воды. При этом многими исследователями признается, что именно органическое вещество оказывает наибольшее влияние на состояние металлов в природных водах (Линник, Набиванец, 1986).

1.2. Роль органического вещества вод в процессах миграции и трансформации токсичных свойств тяжелых металлов

По своему происхождению органическое вещество вод делится на автохтонное (продуцируемое внутри водоема) и аллохтонное (попадающее в водоем с прилегающей территории). К автохтонному органическому веществу относят продукты метаболизма водных организмов, главным образом планктона, а также продукты распада остатков организмов. Аллохтонное органическое вещество вымывается водой из почвы, попадает в водоемы с речным стоком, атмосферными осадками, а также стоками антропогенного происхождения. В общих чертах для вод рек более характерны органические вещества, попадающие с водосборной площади вместе с поверхностным стоком, а для озер и водохранилищ - образующиеся в результате внутриводоемных процессов (Линник, Набиванец, 1986; Гусева и др., 2000).

Органические вещества вод могут находиться в истинно растворенном состоянии (размер частиц 0,001 мкм), коллоидном (0,001-0,1 мкм) и в состоянии взвеси (более крупные частицы размером до 150-200 мкм). Эти три фракции образуют динамическую систему, в которой под действием физических, химических и биологических факторов непрерывно происходят переходы из одного состояния в другое (Скопинцев, 1950; Майстренко, 1965; Секи, 1986; Гусева и др., 2000).

Исходя из реальных возможностей выделения и количественного анализа органическое вещество вод разделяют на растворенное и взвешенное, однако такое деление достаточно условно. Единого мнения, где проводить границу между растворенным и взвешенным веществом, нет (Скопинцев, 1950; Майстренко, 1965; Секи, 1986). На практике взвешенным веществом рек или водоемов называют суспензированные в водном потоке (водной толще) твердые частицы размером больше 0,45 мкм (Скопинцев, 1950; Майстренко, 1965; Секи, 1986; Yeats, Loring, 1991; Balls, 1989).

Состав органического вещества вод чрезвычайно разнообразен и зависит от его происхождения. В нем обнаруживают органические кислоты, сложные эфиры, фенолы, гумусовые вещества, азотсодержащие соединения (белки, аминокислоты, амины), углеводы и др. (Линник, Набиванец, 1986).

Содержание органического вещества в воде можно выразить через концентрацию в ней органического углерода (Сорг), на долю которого приходится около 50% массы органических веществ (Гусева и др., 2000). В незагрязненных водах наименьшая его концентрация около 1 мг/дм3, наибольшая — 10—20 мг/дм , а в болотных и загрязненных водах — до сотен миллиграммов в 1 дм (Скопинцев, 1950; Майстренко, 1965; Секи, 1986; Гусева и др., 2000).

Для определения влияния органического вещества вод на формы миграции металлов зачастую количественная характеристика, основанная на косвенных показателях (таких как суммарный органический углерод, азот или фосфор,

бихроматная и перманганатная окисляемость воды, биохимическое потребление кислорода) оказывается недостаточной. Причиной этому является то, что степень связывания металлов в комплексные соединения зависит не столько от концентрации органических соединений, изменяющейся не более чем в 15-20 раз в воде конкретного водоема или водотока, сколько от структуры органических лигандов и прочности комплексов, отличающихся для различных соединений на несколько порядков (Линник, Набиванец, 1983; Линник, Набиванец, 1986). Важнейшими природными комплексообразующими веществами считаются гумусовые кислоты (Будников, 1998; Холин, 2001; Mercier et al., 2001).

Гумусовые вещества (гумусовые кислоты, ГВ) — группа природных высокомолекулярных азотсодержащих органических кислот, молекулы которых содержат ароматические группировки. ГВ характеризуются неоднородностью и поликомпонентностью (Александрова, 1962; Драгунов, 1962; Орлов, 1974; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000; Kumada, 1956). Многообразие молекулярных форм ГВ предопределяется различиями в природе источников их образования, механизмом биохимических реакций, сопровождающих процесс образования, условиями геохимической трансформации (Кононова, 1957; Орлов, 1985; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000; Posner, Greeth, 1972).

Попытки представить строение ГВ позволяют говорить лишь о более или менее удачных моделях (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000). Наиболее реально, по мнению большинства отечественных исследователей, отражают свойства ГВ две формулы, одна из которых предложена И.Д. Комиссаровым для ГВ углей, другая — Д.С. Орловым для ГВ почв (Рис.2; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000). Эти формулы достаточно хорошо объясняют практически все известные сегодня химические и физические свойства ГВ, могут служить основой для понимания природы их физиологической активности. Они предполагают двучленность ГВ, в состав которых входят гидролизуемые

компоненты типа moho- и полисахаридов и полипептидов (отдельных аминокислот). Негидролизуемая часть представлена сравнительно слабо конденсированными бензольными фрагментами, образующими с участием мостиков -С=С- сильно развитую непрерывную цепь сопряженных двойных связей. Негидролизуемая часть содержит также азотистые и кислородные гетероциклы.

Рисунок 2 - Формулы гумусовых кислот по Комиссарову И.Д. (А) и Орлову Д.С. (Б) (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000)

Особенностью ГВ является насыщенность молекул функциональными группами: карбоксильными, фенольными, спиртовыми и гидроксильными группами, хиноидными группировками, метоксильными группами, амино- и амидогруппами (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000).

Деление гумусового вещества на фульвокислоты (ФК) и гуминовые кислоты (ГК) основано на факте растворимости этих веществ в различных растворителях (ФК растворимы в воде, ГК - только в щелочных растворах) и является наиболее признанным приемом классификации, однако не единственным. Существует множество других классификаций гумусового

А

Б

вещества, основанных, например, на его молекулярной структуре или происхождении (Кухаренко, 1960, 1993; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000; Холин, 2001).

Гуминовые кислоты содержат в своей основе ароматические кольца изо- и гетероциклического строения, а также различные функциональные группы, такие как гидроксильные, карбонильные, карбоксильные, аминогруппы и др. (Линник, Набиванец, 1986; Руководство..., 1997). Согласно одним источникам молекулярная масса ГК колеблется от нескольких десятков до сотен тысяч (Линник, Набиванец, 1986), в других указываются величины от 500 до 200 000 и более (Руководство..., 1997; Гусева и др., 2000).

Содержание ГК в поверхностных водах обычно составляет десятки и сотни

ч 1 з

микрограммов в 1 дм по углероду, достигая нескольких миллиграммов в 1 дм

в природных водах лесных и болотистых местностей, придавая им характерный

бурый цвет. В воде многих рек гуминовые кислоты не обнаруживаются

(Руководство..., 1997; Гусева и др., 2000).

Фульвокислоты представляют собой близкие по строению полимерные вещества. Однако от гуминовых кислот они отличаются меньшей долей ароматических составляющих и обладают более развитой системой алифатических цепочек с концевыми карбоксильными и фенолгидроксильными функциональными группами. Кислотные свойства ФК более выражены (Зенин, Белоусова, 1988). В водных растворах ФК более диссоциированы, чем ГК. Молекулярная масса фульвокислот несколько меньше, чем гуминовых и колеблется от нескольких сотен до нескольких тысяч (Линник, Набиванец, 1986).

Хорошая растворимость фульвокислот по сравнению с гуминовыми кислотами является причиной их более высоких концентраций и распространения в поверхностных водах. Концентрации фульвокислот, как правило, превышает содержание гуминовых кислот в 10 раз и более (Руководство..., 1997; Гусева и др., 2000). Вместе с тем, фульватные комплексы

в целом более прочны, чем комплексы металлов с ГК (Линник, Набиванец, 1986).

Вопросу взаимодействия металлов с ГВ посвящено немало работ. Обзор большой их части представлен в монографии (Линник, Набиванец, 1986). Существуют данные, согласно которым в процессах адсорбции ТМ на гумусовых кислотах реализуются два главных механизма: ионный обмен и комплексообразование. При этом 30—40 % ионов ТМ удерживается слабосвязывающими сорбционными центрами по механизму ионного обмена, а 60-70% ионов ТМ сорбируется функциональными группами, проявляющими большое сродство к ТМ. Во втором случае реализуется комплексообразование ТМ с кислородсодержащими функциональными группами: карбоксильными и фенольными (Панин и др., 2004; Buffle, 1988). Исследования прочности связывания металлов различными комплексообразующими центрами в молекулах гумусовых соединений показали, что одни из этих центров являются прочносвязывающими, тогда как другие характеризуются как более слабые (Линник, Набиванец, 1986).

Функциональные группировки, появляющиеся в молекулах гумусовых кислот в результате гумификации, обладают свойствами слабых кислот. Эти группы диссоциируют, давая ионы водорода и отрицательно заряженные ионы. Анионы же, реагируя с положительно заряженными ионами металлов, образуют особый тип веществ - координационные соединения (другое название - комплексы), причем комплексы большинства металлов с гумусовыми кислотами отличаются высокой прочностью (Холин, 2001).

Очевидно, химическое строение гумусовых кислот определяет тот факт, что ГВ являются важнейшими природными комплексообразующими веществами (Линник, Набиванец, 1986; Холин, 2001; Mercier et al., 2001). Известно, что ГВ связывают металлы, находящиеся в среде в следовых количествах, в следующем порядке: М+, М02+ < М2+ < М3+ ~ М022+ < М4+ (Buffle, 1988; Moulin, 1995; Glaus, Hummel, Van Loon, 2000). В присутствии гумусовых

кислот концентрация ионов металлов, существующих в виде комплексов, намного превышает концентрацию свободных ионов, поэтому без учета комплексообразующей роли гумусовых кислот невозможно понять процессы, происходящие в природных системах (Холин, 2001). Сопоставление данных о степени закомплексованности некоторых металлов гумусовыми веществами после 20-суточных экспериментов позволило построить следующий убывающий ряд: U022+ > Cu2+ > Zn2+ > Ni2+ > Pb2+ > Cd2+ (Pauli, 1975; Линник, Набиванец, 1986).

Процессу гумификации, являющемуся составной частью круговорота углерода, подвергается приблизительно 25-50% отмершей биоты, тогда как остальные 50-75% минерализуется. Гумификация представляет собой биохимические ферментативные процессы разложения и окисления, в ходе которых происходит синтез сложных органических соединений (Кононова, 1980; Реймерс, 1990). В итоге в почве накапливается гумус, доминирующими компонентами которого являются гумусовые вещества. В среднем на каждый квадратный километр поверхности суши ежегодно поступает 33-168 тонн ГВ (Варшал и др., 1993).

Процесс гумификации происходит и в Мировом океане: около 10% от всей продукции биомассы (приблизительно 45 млрд. тонн) поступает в виде планктонного гумуса в фазу раствора и во взвесь океанических вод, а в океанические и морские осадки попадает ежегодно до 50 млн. тонн гумусовых кислот (Варшал и др., 1993).

Со временем гумусовые вещества преобразуются, окисляясь, в конечном итоге, до углекислого газа и воды. Вместе с тем это процесс весьма длительный, вещества гумусовой природы демонстрируют высокую устойчивость к биохимической и термической деструкции. Гумусовые вещества в растворах не претерпевают заметных изменений в течение нескольких лет (Варшал и др., 1993). Как результат, они способны довольно долго сохраняться и накапливаться в естественных условиях. Так, данные

радиоуглеродного анализа свидетельствуют, что возраст гумусовых кислот в почвах колеблется от 500 до 5000 лет, а во взвесях речных осадков - от 1500 до 6500 лет. Вместе с тем, доля ГВ в органическом веществе почв и поверхностных вод составляет 60-90% (Варшал и др., 1993).

Важно отметить, что путь преобразования отмершей биоты -минерализация или гумификация - зависит преимущественно от почвенно-климатических условий. В теплом и влажном климате процессы окисления происходят очень быстро, почти весь растительный опад минерализуется, а гумус в почве не накапливается. В холодном климате трансформация опада замедлена, количество его невелико, и содержание гумуса в почве мало. Оптимальные условия для гумификации и сохранения гумусовых веществ в почвах - умеренный климат без переувлажнения (Холин, 2001).

Уникальная роль гумусовых веществ в геохимических процессах заключается в контроле форм нахождения элементов в среде, и, следовательно, их биодоступности, токсичности, лабильности и многих других характеристик (Линник, Набиванец, 1986; Холин, 2001). В общих чертах можно выделить несколько достаточно противоречивых функций, выполняемых гумусовыми веществами в природной среде.

Аккумулятивная функция. В природных средах происходит накопление в форме ГВ разнообразных органических веществ и элементов, как необходимых для жизнедеятельности организмов, так и не участвующих в биологических процессах. Многие вещества сохраняются в такой форме длительное время (возраст ГВ может достигать сотен и даже тысяч лет), создавая таким образом долгосрочные запасы элементов питания, углеводов и аминокислот. При разложении гумусовых кислот образуется значительное количество ценных для водных организмов продуктов, а их органоминеральные комплексы представляют наиболее легко усваиваемую форму питания растений микроэлементами (Зенин, Белоусова, 1988; Руководство..., 1997; Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000). В этой форме аккумулируются калий, кальций,

магний, железо и практически все необходимые микроорганизмам микроэлементы. Кроме того, ГВ эффективно сорбируют многие ксенобиотики (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000).

Транспортная функция. ГВ наряду с малорастворимыми устойчивыми комплексами с ионами металлов или другими органическими веществами могут образовывать устойчивые, но растворимые и способные к геохимической миграции соединения. Активно мигрируют в такой форме большинство микроэлементов, железо, значительная часть соединений фосфора и серы (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000).

Регуляторная функция. Эта функция, охватывающая большой круг явлений и процессов, наиболее полно изучена для почв и меньше - для природных вод, торфов и илов. Формируя окраску гумусных горизонтов почвы, ГВ влияют на тепловой режим, поскольку отражают очень небольшую часть падающих на них энергии солнечного излучения. Это является причиной того, что гумусированные почвы всегда теплее малогумусных (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000).

Протекторная функция. ГВ в почве защищают почвенную биоту и растительный покров в случае возникновения различного рода экстремальных ситуаций. ГВ довольно прочно связывают многие радионуклиды, детергенты, пестициды, предупреждая тем самым их поступление в растения (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000). На примере рачков дафний показана также защитная роль ГВ по отношению к животным организмам (Репшпоуа et а1., 2001). Инкорпорируя некоторые пестициды, ГВ надолго выводят их из сферы прямых контактов с живыми клетками, причем с течением времени трансформация самих ГВ может сопровождаться разрушением некоторых токсичных органических соединений или превращением их в неактивные соединения (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000). Кроме того, существуют данные, согласно которым для многих видов водорослей, обладающих высокой чувствительностью к ионам ТМ, естественные уровни содержания этих

веществ в водах могут быть токсичными. В связи с этим понятна роль природных хелатирующих компонентов, защищающих чувствительные виды фитопланктона через снижение активности свободных ионов металлов. Такой механизм может контролировать как продуктивность водорослей, так и их видовой состав (Sunda, Lewis, 1978). Интересна в этом плане вероятная схема инициирования цветения динофлагеллят в прибрежных водах в периоды высокого речного стока. В этом случае предполагается, что органическое вещество речного происхождения снижает токсичность ионов меди посредством комплексообразования, что в результате приводит к всплеску роста водорослей (Anderson, Morel 1978; Martin, Martin 1973).

Физиологическая функция. Есть указания на то, что ТВ оказывают прямое или опосредованное физиологическое влияние на растения и микроорганизмы, выступая в роли носителей незаменимых аминокислот, некоторых витаминов, антибиотиков (Калабин, Каницкая, Кушнарев, 2000).

Противоречивый характер выполняемых гумусовыми веществами функций объясняется тем фактом, что различные фракции ГВ - фульвокислоты и гуминовые кислоты - играют противоположную геохимическую роль (Холин, 2001).

Миграционная способность элементов в природных водах в результате комплексообразования с фульвокислотами резко увеличивается. В водах большинство металлов находится в форме фульватных комплексов, растворимость которых выше растворимости соответствующих гидроксидов. В противоположность фульвокислотам гуминовые кислоты растворимы только в сильнощелочных растворах. В природных системах такие условия не встречаются, и гуминовые кислоты ведут себя как комплексообразующие сорбенты, удерживая и концентрируя элементы в почвах, взвесях вод, донных отложениях, углеродистых породах. В связи с этим гуминовые кислоты являются эффективным геохимическим барьером, ограничивающим подвижность ионов металлов. Таким образом, миграционная способность

элементов в конкретных ландшафтных условиях зависит от состава гумусовых веществ почв и вод и во многом определяется конкуренцией процессов комплексообразования ионов металлов с фульво- и гуминовыми кислотами (Холин, 2001).

Металлы, удерживаемые гумусом, вместе с ним вовлекаются в процессы дальнейшей биохимической трансформации, способные привести к образованию обогащенных металлами углеродсодержащих пород (Холин, 2001).

Из сказанного выше следует, что основным компонентом органического вещества, определяющим характер процессов миграции и трансформации токсичных свойств ТМ в водной среде, являются гумусовые кислоты. Вместе с тем концентрация и состав ГВ не являются постоянными величинами и подвержены сезонным и пространственным колебаниям (Гусева и др., 2000; 8гшгпоу, 2008), что в свою очередь может значительно влиять на токсичность и биодоступность ТМ в условиях конкретного водоема или водотока.

1.3. Пространственно-временное колебание РОВ в природных водных объектах

Важным понятием, раскрывающим аспекты миграции и трансформации токсичных свойств ТМ, является комплексообразующая способность воды. Эта величина, согласно работам (Линник, Набиванец, 1986; Будников, 1998; Остроумов, 2005) показывает «буферную емкость» природной воды или в целом экосистемы с точки зрения способности последней нейтрализовать токсическое действие загрязнителей (тяжелых металлов). Количественным выражением комплексообразующей способности служит концентрация металла, которую может связать исследуемая природная вода в виде комплексных соединений (Линник, Набиванец, 1986).

Различные поверхностные воды по-разному связывают ионы металлов, проявляя при этом различную буферную емкость (Будников, 1998). Одной из основных причин этого может являться неодинаковое содержание

растворенного органического вещества (в основном, гумусовых веществ) в водоемах и водотоках. Колебания концентрации гуминовых и фульвокислот в речной воде определяются широтной и высотной зональностью, следуя за варьированием состава и концентрации наиболее значимого источника РОВ -почвенного гумуса (Бштоу, 2008).

В целом в равнинных реках содержание гумусового вещества выше, чем в горных с такими же условиями ландшафта. Концентрация гумусовых веществ в равнинных реках возрастает от тундровых ландшафтов, достигая максимума в таежной группе, и далее падает в степной и в особенности в пустынной зоне (8пигпоу, 2008).

Однако между составом почвенного и водного гумуса на определенной территории существует неоднозначная связь. В отличие от почвенного гумуса, водный гумус более богат фульвокислотами по причине их большей лабильности в окружающей среде. Концентрация гуминовых кислот в воде в среднем ниже на один - два порядка. В то же время в почве происходит фиксирование гуминовых кислот в форме металоорганических комплексов. Это существенно повышает стабильность почвенного гумуса и его химическую пассивность по сравнению с водным гумусом (8плгпоу, 2008).

Пропорция ГК и ФК в растворенном органическом веществе различается между климатически и геохимически разными средами, что может существенно влиять на биодоступность и токсичность ТМ (Коика1 ек а1., 2003). Поэтому при рассмотрении процессов поступления гумусовых веществ в воду большое значение имеет соотношение углерода гуминовых кислот и углерода фульвокислот (Сгк:Сфк), которое больше 1,0 в черноземах и каштановых почвах и меньше 1,0 в подзолистых, бурых и серых почвах. Соотношение Сгк:Сфк в речных водах СНГ составляет 0,10 и остается одинаковым в равнинных и горных реках (Бпитоу, 2008).

В случае более низких запасов гумуса в почвах и его более интенсивной миграции в ландшафте, концентрации гумусовых веществ и общего ОВ в

речных водах больше, чем при больших запасах и меньшей лабильности (Бпигпоу, 2008).

Концентрация органического углерода подвержена также сезонным колебаниям, характер которых определяется гидрологическим режимом водных объектов и связанными с ним сезонными вариациями химического состава и временными изменениями интенсивности биологических процессов. Среди сезонов года максимальные концентрации зафиксированы в период паводков и весенних стоков, однако их концентрации быстро падали в течение периодов меженей, особенно зимой. Среднегодовой режим доли гумусовых веществ в Сорг равнинных и горных рек сходен; их отношение в среднем минимальны в период зимней межени, несколько повышаясь в период летней межени, и достигая максимума во время весеннего паводка (Бгшгпоу, 2008).

Повышение концентрации РОВ в летний период может быть также связано с увеличением продукции РОВ внутри озера как результат роста планктона и экскреции. Поэтому важным показателем является соотношение РОВ автохтонного и РОВ аллохтонного происхождения (Оопёаг е1 а1., 2008).

Учитывая сложности прогнозирования форм миграции и токсичности ТМ в водных средах, обусловленные разносторонними факторами (свойства металлов и растворенного органического вещества, сезонная и пространственная динамика РОВ), можно прийти к заключению, что наиболее адекватную оценку опасности ТМ в водах способны дать методы биотестирования.

1.4. Применение методов биотестирования при исследовании трансформации токсичных свойств ТМ в водной среде

В условиях сильного антропогенного воздействия на природу огромное практическое значение имеет экологический мониторинг (Рубин, 2000; Селивановская, 2004; Цикуниб, Борсук, 2006; Багдасарян, 2007). Современный

экологический мониторинг включает в себя два направления: физико-химический анализ объектов окружающей среды и биологический мониторинг, представленный методологией биотестирования и биоиндикации (Биоиндикация и биомониторинг..., 1991).

Физико-химический анализ в настоящее время является основным методом оценки качества окружающей среды и прогнозирования изменений экосистемы, вызванных влиянием антропогенных факторов. Он связан, главным образом, с системой установления ПДК для различных химических веществ. Увеличение возможностей аналитических измерений из года в год приводят к совершенствованию и специализации знаний по этой теме: пониманию распространения, поведения металлов в водных объектах, а также экологических последствий повышения регионального и глобального уровня их содержания (Кузнецов, 1999; Моисеенко, Кудрявцева, Гашкина, 2006). Однако все эти достоинства сочетаются с достаточно высокой стоимостью таких анализов. Кроме того, используя только физико-химические методы нельзя с абсолютной уверенностью дать ответ о реальной токсичности элемента в природной среде, поскольку связь токсичности элемента с его концентрацией в среде не всегда является однозначной (Sunda, Lewis, 1978). В то же время методы биоиндикации и биотестирования позволяют получить интегральную оценку состояния экосистемы при минимальных затратах и сравнительной простоте выполнения многих операций

Биотестирование, как правило, используют до химического анализа, так как этот метод позволяет провести экспресс-оценку природной среды и выявить "горячие точки", указывающие на наиболее загрязненные участки акватории (территории, полигона). На участках, где методами биотестирования выявлены какие-либо отклонения, и исследуемая среда характеризуется как токсичная, аналитическим путем необходимо установить причины этого явления (Крайнюкова, 1988; Дятлов, 2000).

Под биотестированием понимают приемы исследования, при котором о качестве среды, факторах, действующих самостоятельно или в сочетании с другими, судят по выживаемости, состоянию и поведению специально помещенных в эту среду организмов - тест-объектов. При выборе таких организмов приходится соблюдать определенные требования, среди которых возможность фиксировать четкий, воспроизводимый и объективный отклик на воздействие внешних факторов, чувствительность этого отклика на малые содержания загрязнителей и др. (Булгаков, 2002). Как правило, биотестирование не дает ответа на вопрос о характере загрязняющего вещества, вызывавшего ту или иную реакцию тест-объекта. Тест-функции в биотестировании носят общий, неспецифический характер (Крайнюкова, 1988).

Для биотестирования водной среды используются широкий круг гидробионтов - водоросли, микроорганизмы, беспозвоночные, рыбы. Оценка токсического эффекта при биотестировании проводится на основе регистрации различных тест-функций организма - жизненных функций, характеризующих отклик тест-объекта на повреждающее действие среды. Для культур одноклеточных водорослей тест-функциями являются гибель клеток, изменение (прирост или убыль) численности клеток в культуре, коэффициент деления клеток, средняя скорость роста, суточный прирост культуры. Токсичность испытываемых веществ определяют также по визуальным показателям (изменение окраски культуры водорослей, лизис клеток), значениям pH культуры, выделению и поглощению кислорода, соотношению живых и мертвых клеток (Булгаков, 2002; Simpson et all., 2003).

Выбор фототрофных организмов в качестве тест-объектов обусловлен тем, что они являются первичным звеном трофической цепи водоемов и, как правило, оказываются основной мишенью токсичных антропогенных воздействий (De Schamphelaere et al., 2003; Satoh et al, 2005; Deleebeeck, De Schamphelaere, Janssen, 2009). Токсикологические методы проводят на зеленых водорослях Scenedesmus quadricauda, Chlorella vulgaris, Chlorella pyrenoidosa,

Selenastrum capricornutum, видах рода Ankistrodesmus и др. В многочисленных экофизиологических лабораторных исследованиях отмечается высокая чувствительность прокариотных и эукариотных клеток фототрофов к воздействию тяжелых металлов (Булгаков, 2002; Савельев, 2005; Rojickova-Padrtova, 1999).

В последние годы методы биотестирования, в частности, основанные на физиологических откликах одноклеточных водорослей, широко применяются в целях исследования биодоступности тяжелых металлов в природных водах (Heijerick et al., 2002 a; Worms et al., 2006; Karner et al., 2006; Deleebeeck et al., 2009). При этом одной из главных задач признается выявление механизмов изменения токсичности ТМ в присутствие органического вещества вод и зависимости скорости и направленности таких процессов от внешних условий.

В общих чертах многие работы, посвященные исследованию биодоступности ТМ для одноклеточных водорослей в природных водах, сводятся к исследованию трех процессов:

• взаимодействие ионов ТМ и органического вещества вод;

• взаимодействие клетки водоросли и ионов ТМ;

• взаимодействие клетки водоросли и органического вещества вод.

Первый вопрос рассмотрен в предыдущих главах настоящего обзора. Далее

приведены литературные данные, касающиеся аспектов взаимодействия клетки водоросли с ионами ТМ и органическим веществом в водной среде.

Упрощенная схема взаимодействия ТМ и водоросли включает следующие этапы (рис. 3.; Beceiro-Gonzalez et al., 2000; Campbell et al., 2002): 1) диффузия металла из раствора на биологическую поверхность; 2) сорбция/поверхностная комплексация металлов на сайтах связывания в пределах защитного слоя или сайтах внешней поверхности плазматической мембраны; 3) поглощение металла (транспорт через плазматическую мембрану); 4) вовлечение металла в метаболизм клетки.

Ml Plawnn riiUrribliiOL'

С«И wail

D Asi&fl ¡layer

Bulk solution

ml

у

kd'// //V

: (- * ч ^ -\ > «fit ^

ML*4 , ML

4t '"'

! ;»: 4

ВекйГ'!

J",

У

\

w к.4.*

K,

"ч Г

ML

Рисунок 3 - Концептуальная модель взаимодействий между металлом и водорослью. Mz+ - свободный ион металла; ML - комплекс металла в растворе; Кj - константа равновесия для формирования ML; М-Х-мембрана -поверхностный комплекс металла; kf, kf' - константы скорости формирования поверхностных комплексов; kd, kd' - константы скорости диссоциации поверхностных комплексов; kint - константа скорости транспорта металла через биологическую мембрану (по Campbell et al., 2002)

Поверхность клеточной стенки составляет множество макромолекул, содержащих разнообразные функциональные группы, преимущественно кислород-содержащие донорные группы (-СОН, -СООН, -Р(0)(0Н)2). При близких к нейтральным значениях рН многие из этих функциональных групп будут ионизированы, обеспечивая наличие отрицательно заряженных сайтов, при взаимодействии с которыми металл и его комплексы могут мигрировать, в итоге достигая плазматической мембраны (Beceiro-Gonzalez et al., 2000; Campbell et al., 2002). Обычно миграция металлов из раствора к мембране происходит достаточно быстро, после чего следует более медленный процесс транспорта ТМ через плазматическую мембрану (Matheickal, Yu, 1999; Van

Leeuwen, 1999; Beceiro-Gonzalez et al., 2000; Wang, Dei, 2001; Pavasant et al., 2006; Apiratikul, Pavasant, 2008; Rajfiir, Klos, Waclawek, 2010).

Вместе с тем, по мнению некоторых авторов, клеточная стенка выступает в качестве барьера, препятствующего поглощению ионов металлов (Macfie, Welbourn, 2000; Worms et al., 2006). При этом биологические, химические и физические реакции, происходящие в непосредственной близости к клеточной поверхности, играют важную роль в контролировании биодоступности металлов посредством изменения объемов их поглощения. На этом этапе взаимодействия клетка вовлекает множество механизмов, снижающих проникающую способность и токсичность ТМ (Macfie, Welbourn, 2000; Worms et al., 2006). Так, высказываются предположения о наличии механизмов выделения клеткой органических комплексообразователей во внешнее пространство (Wang, Dei, 2001), а также трансформации некоторых ТМ под действием функциональных групп-окислителй, представленных на клеточной стенке (Beceiro-Gonzalez et al., 2000).

Очевидно, что клеточная стенка выполняет две противоположные функции: транспорт металлов к плазматической мембране и защита от избытка ТМ путем их накопления и/или снижения биодоступности. Ясность в данные механизмы могут внести следующие факты. Известно, что клеточная стенка способна накапливать некоторое количество меди, пока концентрация этого ТМ не превысит определенного порога в среде, после чего медь обнаруживается уже в протоплазме (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001 а, б). На примере взаимодействия свинца и клеток водорослей, а ранее - кадмия и клеток водорослей и бактерий, показано также наличие процессов быстрого (в течение нескольких минут) насыщения поверхностных адсорбционных сайтов ионами ТМ, после чего концентрация адсорбированного на поверхности клеток ТМ не меняется, а внутриклеточное содержание свинца начинает возрастать (Ting, Lawson, Prince, 1989; Scott, Palmer, 1990; Rangsayatorn et al., 2002; Slaveykova, 2007).

На основе приведенных выше примеров можно заключить, что клеточная стенка обладает определенной сорбционной емкостью по отношению к ТМ, после превышения которой металл начинает поступать внутрь клетки. Процесс биосорбции ТМ клетками растений интенсивно исследуется ввиду потенциальной возможности применения биологического материала в качестве эффективного сорбента металлов в практике биоремедиации (Chojnacka, Chojnacki, Gorecka, 2005; Gokhale, Jyoti, Lele, 2007). Показано, что процесс биосорбирования строго зависит от рН, поскольку рН определяет депротонизацию функциональных групп. Кроме того, решающее значение имеют также концентрация ионов металлов в растворе, концентрация биомассы, биосорбционная способность клеток, температура (Chojnacka, Chojnacki, Gorecka, 2005). В качестве главного параметра, определяющего сорбционную активность водорослей, предложено отношение площади поверхности клеток к их сухому весу (Tien, 2002). Основываясь на сродстве карбоксильных групп к металлам их можно расположить в порядке возрастания сродства к клеточной стенке: Ni < Со < Cd < Cu (Macfie, Welbourn, 2000).

Потенциальные сайты связывания металлов можно разделить на физиологически инертные (металл может связываться без явного возмущения нормальных клеточных функций) и физиологически активные (металл влияет на клеточный метаболизм). В последнем случае связывание металла может влиять на метаболизм напрямую, например, если сайты связывания относятся к связанным с мембраной ферментам, или косвенно, если связанный металл впоследствии транспортируется через плазматическую мембрану в клетку (Campbell et al., 2002).

Переход металлов через плазмалемму выступает основным звеном в их транспорте в клетку (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001 б). Плазматическая мембрана является физиологически активным сайтом взаимодействия с металлом, которое происходит посредством обменных реакций с лигандами с образованием комплекса М-Х-клетка (рис.3; Van Leeuwen, 1999). Важными

характеристиками плазматической мембраны являются гидрофобный, фосфолипидный характер, присутствие белков, некоторые из которых могут пересекать билипидный слой, а также присутствие транспортных белков и ионных каналов, которые способствуют продвижению ионов через мембрану (Simkiss, Taylor, 1995).

Организм может использовать несколько стратегий поглощения ТМ в целях поддержания количества поступающих внутрь металлов в безопасных пределах. В частности, этой цели служит включение в процесс поглощения специфичных (характерных только для определенного микроэлемента) и неспецифичных (характерных для многих микроэлементов) транспортных систем (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001 б; Малева, Некрасова, Безель, 2004; Worms et al., 2006).

Как только металл попадает внутрь клетки, он может вовлекаться в различные процессы, приводящие как к положительным, так и к отрицательным последствиям (Campbell et al., 2002). К таким процессам, имеющим целью минимизировать или оптимизировать химическую активность металлов, относятся комплексация, компартментализация, продукция лигандов (Worms et al., 2006). Производство хелатирующих молекул - фитохелатинов -является одним из механизмов защиты клетки от токсического воздействия ТМ. Фитохелатины - мелкие содержащие тиоловые группы полипептиды, вовлеченные в процессы поддержания гомеостаза ТМ и их детоксикацию у клеток высших растений, эукариотных клеток и некоторых грибов (Steffens, 1990; Rauser, 1995; Zenk, 1996; Pawlik-Skowronska, 2001; Nishikawa, Onodera, Tominaga, 2006). Олигомеры фитохелатинов связывают TM, причем сила и емкость связывания возрастает с ростом длины молекулярной цепочки (Mehra et al., 1995). Производство фитохелатинов является первичным звеном в процессах защиты водорослей от избытка ТМ и начинается сразу, как только токсичные металлы становятся более доступными и проникают в клетку (Morelli, Marangi, Fantozzi, 2009). Видоспецифичная способность к

производству фитохелатинов может обуславливать случаи обнаружения высокой толерантности некоторых видов водорослей и цианобактерий к ТМ (Harding, Whitton, 1976; Foster, 1982; Takamura, Kusai, Watanabe, 1989; Fahmi, Shehata, Whitton, 1982; Takamura, Hatakeyama, Sugaya, 1990; Pawlik-Skowronska, 2001). Важен тот факт, что образование фитохелатинов зависит от концентрации именно биодоступных металлов в среде. Факторы, снижающие биодоступность ТМ, влияют и на содержание фитохелатинов в водорослях (Pawlik-Skowronska, 2001). На основе данного явления было предложено проводить мониторинг биодоступности ТМ в водах посредством определения концентрации фитохелатинов в морских диатомовых водорослях (Morelli, Marangi, Fantozzi, 2009).

Продукцию фитохелатинов растениями и фитопланктоном могут вызывать многие следовые металлы (Grill, Winnacker, Zenk, 1985; Gekeler et al., 1988). При этом существуют данные, согласно которым кадмий - наиболее эффективный индуктор производства фитохелатинов (Nishikawa, Onodera, Tominaga, 2006).

Общепризнанным является тот факт, что органическое вещество вод (преимущественно гумусовые кислоты) способно снижать доступность ТМ для клеток водорослей, связывая ионы металлов в более или менее прочные комплексы (Линник, Набиванец, 1986; Sunda, Lewis, 1978; Gueguen et al., 2003; De Shamphelaere et al., 2003). При этом экспериментальные данные, полученные в последние годы, свидетельствуют о сложных процессах, происходящих между тремя компонентами: клеточной поверхностью, органическим веществом вод и ионами ТМ (Koukal et al., 2003; Slaveykova, 2007).

Так, показано, что фульвокислоты могут адсорбироваться на поверхности клетки и поставлять дополнительные сайты связывания ионов ТМ (на примере свинца). Подтверждением этому служит возрастающий отрицательный заряд клеточной мембраны в присутствии ФК. Таким образом, общая концентрация адсорбированного биомассой водоросли свинца складывалась из связанного

собственно с клеткой и связанного с адсорбированными клеткой фульвокислотами. В результате поглощение свинца клетками в присутствии ФК возрастало, тогда как существенного влияния гумусовых веществ, адсорбированных на поверхности, на транспорт РЬ внутрь клетки не было обнаружено (Slaveykova, 2007).

Вклад адсорбированных ФК в связывание ТМ будет зависеть от их сродства к металлам и свойств самих металлов. Например, ФК, адсорбированные клеткой, не будут увеличивать связывание таких металлов, как кадмий, имеющих более низкое сродство к карбоксильным группам и большее сродство к клеткам водоросли (Slaveykova, 2007). Кроме того, в природных водных системах присутствуют одновременно элементы, имеющие различное сродство к РОВ и способные конкурировать за сайты связывания РОВ (Lee et al., 2009).

Очевидно, что при исследовании вопросов трансформации токсичности ТМ и их биодоступности для клеток одноклеточных водорослей в природной воде необходимо рассматривать перечисленные выше процессы не по отдельности, а в совокупности. Так, в частности, в работе (Slaveykova, 2007) рассматривается образование тройного комплекса между РЬ, водорослью и компонентами РОВ.

1.5. Характеристика трех тяжелых металлов: медь, цинк, кадмий

Медь относится к числу эссенциальных (необходимых для жизнедеятельности организмов) и в то же время одних из наиболее распространенных в земной коре элементов (Исидоров, 1999). Физиологическая активность меди связана главным образом с включением ее в состав активных центров окислительно-восстановительных ферментов или отдельных структурных компонентов клетки. Медь участвует в процессе фотосинтеза и влияет на усвоение азота растениями (Линник, Набиванец, 1986; Улахович, 1997; Якушкина, Бахтенко, 2005; Maksymiec, 1997).

Известно о наличии различных клеточных механизмов поглощения меди. В транспорте меди могут принимать участие как неспецифические механизмы (ионные каналы, редуктазные системы), в целом характерные для всех других микроэлементов, так и специфические. К ним относятся перенос меди в комплексе с никотинамином и наличие Си-АТФаз - ферментов, обеспечивающих транспорт меди через плазмолемму (Юрин, Соколик, Кудряшов, 1991; Демидчик, Соколик, Юрин, 2001; Малева, Некрасова, Безель, 2004). Механизмы транспорта меди различаются по диапазону концентраций, в пределах которых они играют существенную роль в поглощении металлов. Так, редуктазные системы и системы транспорта фитометаллофоров превалируют при низких концентрациях металлов в среде, а ионные каналы - при высоких (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001).

Недостаточное содержание меди в почвах отрицательно влияет на синтез белков, жиров и витаминов в растительных организмах (Линник, Набиванец, 1986). Вместе с тем, диапазон перехода от физиологически допустимых концентраций меди к токсическим узок: незначительное повышение активности меди в среде может приводить к морфологическим и метаболическим нарушениям. При этом водоросли и цианобактерии более чувствительны к избытку меди, чем высшие растения (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001).

Мишенями токсического воздействия меди выступают хроматин, фотосинтетический аппарат, пиреноиды, полифосфатные тела, вакуоли и клеточная стенка (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001; Макнут 1 ее, 1997).

Негативное воздействие ионов меди на фотосинтез выражается в следующих процессах:

• Повреждение системы разложения воды фотосистемы 2 (ФС2) через процессы разобщения Мп-содержащего кластера и связанных с ним кофакторов (Ушек й а1., 2000). В более общих чертах медь влияет на ФС2 как на окислительной (первичный донор электронов), так и на

восстановительной (окислительно-восстановительные реакции QA и QB) стороне (Juneau, El Berdey, Popovic, 2002).

• Негативное влияние на пластохиноны и, соответственно, транспорт электронов между фотосистемами 2 и 1 (Juneau, El Berdey, Popovic, 2002).

• Влияние на процессы восстановления НАДФ (Juneau, El Berdey, Popovic, 2002).

• Уменьшение пула клеточного АТФ (Cid et al., 1995).

• Уменьшение содержания хлорофиллов и каратиноидов как посредством необратимой деградации пигментов при избыточном количестве ТМ, так и возможным ингибированием некоторых ферментов синтеза хлорофилла (Малева, Некрасова, Безель, 2004).

В повышенных концентрациях медь может вызывать окислительный стресс и последующие нарушения в результате образования активных форм кислорода. Для одноклеточных водорослей (хлорелла) показано, что под воздействием меди наряду с увеличением перекисного окисления липидов может происходить нарушение работы антиоксидантной системы клетки (Mallick, 2004). Так, с повышением концентрации меди в клетке водоросли происходит истощение запасов важного антиоксиданта - глутатиона (Nagalakshmi, Prasad, 2001).

Под действием избытка меди изменяется морфология растительного организма (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001). Для одноклеточных водорослей (Scenedesmus incrassatulus) показано, что присутствие ионов меди в среде вызывало обратимый переход от ценобиальной формы к одноклеточной (Pena-Castro et al., 2004). Изменения на клеточном уровне проявляются в нарушении конститутивной структуры мембранных образований (митохондрий, хлоропластов и др.). Очевидно, что причины дезорганизации морфологических структур клетки - это расстройство процессов фотосинтеза и дыхания (Демидчик, Соколик, Юрин, 2001).

Избыток меди негативно влияет на процессы роста и старения, причем механизмы токсичности металла зависят от возраста растения (Maksymiec, 1997). Для морской микроводоросли Phaeodactylum tricornutum было показано, что функция роста повреждается в большей степени при воздействии избытка меди, чем функция фотосинтеза (Cid et al., 1995). Важно отметить, что интенсивность ингибирующего воздействия меди на водоросли зависит также от видовой специфики. Некоторые водоросли могут образовывать медь-протеиновые комплексы, уменьшающие токсичность этого ТМ, что существенно снижает чувствительность данного вида к повышенному содержанию меди в среде (Juneau, El Berdey, Popovic, 2002).

В природных водах наиболее часто встречаются соединения Cu(II). Среди немногочисленных соединений Cu(I) наиболее распространены труднорастворимые в воде Cu20, Cu2S, CuCl. Характерной особенностью поведения растворенной меди в водных системах является высокая степень ее закомплексованности с органическим веществом, часто превышающая 90% валового ее содержания. Медь (II) образует прочные комплексы со многими органическими соединениями, причем устойчивость их значительно выше таковой с другими катионами металлов со степенью окисления +2. В присутствии как органических, так и неорганических лигандов в подавляющих количествах образуются комплексы меди с органическими веществами, преимущественно фульватные комплексы. Преобладающими комплексными соединениями меди в поверхностных пресных водах являются комплексы с молекулярной массой в пределах 1000-10000. Кроме того, значительная часть меди (примерно 25-27%) может входить в состав высокомолекулярных комплексных соединений с молекулярной массой более 70000 (Линник, Набиванец, 1986).

Цинк, являясь одним из наиболее распространенных элементов земной коры, относится к числу активных микроэлементов, влияющих на рост и нормальное развитие организмов (Линник, Набиванец, 1986; Исидоров, 1999).

РОССИЙСКАЯ ГОСУДАРСТВЕННАЯ БИБЛИОТЕКА

Этот металл входит в состав по разным данным от 30 до 70 ферментов и играет важную роль в процессах дыхания, фотосинтеза, образования ауксина, белкового синтеза и синтеза ДНК и РНК (Линник, Набиванец, 1986; Улахович, 1997; Исидоров, 1999; Якушкина, Бахтенко, 2005).

При недостатке цинка в растительных организмах нарушаются каталитические функции окислительных тканевых ферментов, обмен углеводов и белков, происходит уменьшение содержания хлорофилла, ауксинов, витаминов С, Р и группы В (Линник, Набиванец, 1986).

В некоторых работах показана низкая чувствительность одноклеточных водорослей к цинку. Так, культура водоросли Chlorella kesslerii поддерживала рост в широких границах варьирования концентрации цинка в среде (Muyssen, Janssen, 2001; Hassler, Behra, Wilkinson, 2005). Воздействие же цинка на чувствительные к его присутствию водоросли выражалось в снижении содержания хлорофилла и гибели (Pawlik-Skowronska, 2003).

В пресных поверхностных водах может присутствовать широкое разнообразие форм цинка. Значительная часть цинка (II) находится в растворенном состоянии (иногда более 70% валового содержания). В отсутствие органических комплексообразователей доминирующими формами цинка являются также карбонатные и гидрокарбонатные комплексы, в ощутимых количествах образуются гидроксокомплексы цинка (II). Вместе с тем важное место в миграции этого элемента принадлежит комплексным соединениям с растворенными органическими веществами природных вод, причем цинк предпочтительнее связывается с более низкомолекулярными фракциями органического вещества (молекулярная масса от 500 до 5000). Прочность комплексов цинка с гумусовым веществом увеличивается с повышением рН среды. Фульватные комплексы цинка обладают большей устойчивостью, чем соответствующие гуматные (Линник, Набиванец, 1986).

Кадмий традиционно не относится к эссенциальным элементам. По распространенности в природе он относится к редким и рассеянным элементам

(Линник, Набиванец, 1986; Исидоров, 1999). По химическим свойствам этот металл подобен цинку. Он может замещать последний в активных центрах металлсодержащих ферментов, приводя к резкому нарушению в функционировании ферментативных процессов (Будников, 1998).

Для кадмия не выявлены специфические механизмы поглощения клетками. Предполагают, что в большинстве случаев ионы этого металла проникают в клетку в результате ионо-обменных процессов (Малева, Некрасова, Безель, 2004).

В лабораторных экспериментах по воздействию кадмия на высшие растения (ячмень) этот ТМ вызывал ингибирование формирования фотосинтетического аппарата и его способности к ассимиляции углерода, снижал содержание растворимых протеинов, повышал скорость темнового дыхания и содержание свободных аминокислот, нарушал водный обмен (Будников, 1998; Vassilev, Yordanov, Tsonev, 1997).

Токсическое воздействие кадмия на гидрофитов выражалось в уменьшении содержания хлорофиллов и каратиноидов, причинами чего могут являться процессы ингибирования некоторых ферментов синтеза хлорофилла, а также необратимой деградации пигментов (Малева, Некрасова, Безель, 2004).

Для диатомовых водорослей и динофлагеллят было показано, что накопление кадмия ингибирует поглощение ими макроэлементов (Miao, Wang, 2006). Существуют данные, согласно которым кадмий в большей степени влияет на рост водорослей, чем на функцию деления клеток (Tukaj, 2007). Для одноклеточных водорослей (Scenedesmus incrassatulus) показано также влияние этого ТМ на морфологические характеристики: присутствие ионов кадмия в среде вызывало переход водоросли от ценобиальной формы к одноклеточной (Pena-Castro et al., 2004).

Токсичность кадмия заметно снижается в присутствии некоторых количеств цинка, что подтверждает предположение о возможности

конкуренции ионов этих металлов в организме за участие в ферментативном

процессе (Будников, 1998).

Для наземных экосистем показано наличие биоумножения этого элемента, тогда как в водной среде главным фактором, определяющим уровень содержания кадмия в гидробионтах, является способность организмов сорбировать этот металл из воды, а не их положение в цепи питания (Исидоров, 1999). Так, в экспериментальной водной пищевой цепи, состоящей из фитопланктона (хлорелла), зоопланктона (моины) и рыб (сом) наибольшая аккумуляция кадмия наблюдалась у продуцентов (ЯиапвБошЬооп, \¥о^га1:, 2006).

В поверхностных пресных водах среди растворенных форм кадмия в большинстве случаев доминируют свободные (незакомплексованные) ионы, составляющие не менее 50% валового содержания. Комплексообразование для ионов кадмия выражено в меньшей степени, чем для многих других металлов. Связывание ионов кадмия гумусовыми веществами в поверхностных пресных водах со средними показателями их содержания малохарактерны. Преобладание в составе растворенных форм кадмия (II) свободных ионов объясняется главным образом малой прочностью его комплексов с гуминовыми и фульвокислотами, а также с другими органическими комплексообразующими соединениями природных вод. В составе комплексных соединений кадмия в поверхностных пресных водах преобладают низкомолекулярные формы (м.м. <500 - 1000). Эти комплексы нередко составляют более 50% связанного кадмия (Линник, Набиванец, 1986).

Интересны данные о том, что в морской воде кадмий присутствует в основном в наименее доступной для водных организмов форме хлоридных комплексов, тогда как в континентальных поверхностных водах типично содержание этого ТМ в комплексах с низкомолекулярными фульвокислотами, а также в формах дитиокарбаматов кадмия, которые легко проникают через биологические мембраны (Исидоров, 1999).

Литературные данные, представленные в настоящем обзоре, свидетельствуют о том, что проявление токсичности тяжелых металлов в водной среде определяется рядом достаточно сложных механизмов. При изучении модификации токсичных свойств ТМ в природной воде необходимо учитывать взаимодействия ионов металлов как с биологической поверхностью самих гидробионтов, так и различными компонентами вод, в том числе и с веществами органической природы. Наиболее удобным приемом такого исследования являются методы биотестирования. По всей вероятности, проблема связывающей способности природных вод будет и в дальнейшем привлекать внимание исследователей, поскольку прогнозирование негативных последствий поступления ТМ в природные водные объекты имеет большое практическое значение.

Похожие диссертационные работы по специальности «Экология (по отраслям)», 03.02.08 шифр ВАК

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Стравинскене, Екатерина Сергеевна

3. Результаты исследования используются в учебном процессе в преподавании дисциплин «Биологический контроль состояния окружающей среды» и «Флуоресценция хлорофилла» на кафедре экологии и природопользования Института экономики, управления и природопользования Сибирского федерального университета (акт внедрения).

Практические рекомендации:

1. ФГБУ "Уральский государственный научно-исследовательский институт региональных экологических проблем" учитывать динамику и местоспецифичность связывающей способности воды при разработке проектов нормативов допустимых сбросов.

2. Центрам лабораторного анализа и технических измерений Федеральной службы по надзору в сфере природопользования использовать разработанную на основе результатов проведенных исследований и допущенную для целей государственного экологического контроля методику определения токсичности питьевых, природных и сточных вод, водных вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов по изменению относительного показателя замедленной флуоресценции культуры водоросли хлорелла {Chlorella vulgaris Beijer).

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Стравинскене, Екатерина Сергеевна, 2012 год

Список литературы

1. Александрова J1.H. Современные представления о природе гумусовых веществ почвы и их органоминеральные производные // Проблемы почвоведения - М.: Изд-во АН СССР, 1962.

2. Багдасарян A.C. Эффективность использования тест-систем при оценке токсичности природных сред // Экология и промышленность России - 2007 - № 1 - С. 44-48

3. Биоиндикация и биомониторинг. Ред. Криволуцкий Д.А. / М.: Наука-1991.-288 с.

4. Бородулина Т.С. Влияние загрязнения воды нефтью на замедленную флуоресценцию водоросли Chlorella vulgaris Beijer и выживаемость рачков Daphnia magna Str. / Т.С. Бородулина, В.И. Полонский, Е.С. Власова, T.JI. Шашкова, Ю.С. Григорьев // Сибирский экологический журнал - 2011- №1. -С.107-111.

5. Будников Г.К. Тяжелые металлы в экологическом мониторинге водных систем // Соросовский образовательный журнал №5 - 1998 - С. 23-29

6. Булгаков Н.Г. Индикация состояния природных экосистем и нормирование факторов окружающей среды: обзор существующих подходов //Успехи современной биологии - 2002. - Т. 122, № 2 - С. 115-135

7. Варшал Г.М., Велюханова Т.К., Кощеева И.Я. Геохимическая роль гумусовых кислот в миграции элементов //Гуминовые вещества в биосфере. Под ред. Д.С. Орлова.- М.:Наука,1993.- С.97-117

8. Водоросли, лишайники, мохообразные СССР. Под ред. М. В. Горленко / М.: Мысль, 1978.-365 с.

9. Водоросли. Справочник. Под ред. С. П. Вассер /Киев: Наук, думка, 1989608 с.

10. Вредные химические вещества. Неорганические соединения элементов I-IV групп: Справ.изд. / A.JI. Бандман, Г.А. Гудзовский, JI.C. Дубейковская и др.; Под ред. В.А. Филова и др. / Л.: Химия, 1988. - 512 с.

11. Григорьев Ю.С. Методика определения токсичности проб поверхностных пресных, грунтовых, питьевых, сточных вод, водных вытяжек из почвы, осадков сточных вод и отходов по изменению оптической плотности культуры водоросли хлорелла (Chlorella vulgaris Beijer). Москва, 2004 (издание 2007 г.), 37 с, ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.10-04 16.1:2.3:3.7-04, ФР. 1.31.2009.06642

12. Григорьев Ю.С. Влияние связывания тяжелых металлов на результаты биотестирования токсичности природных и сточных вод / Ю.С. Григорьев, В.Н.

Бурмакин, Н.С. Бондарев // Вестник Красноярского государственного университета, сер. Естественные науки - 2005.- №5- С. 125 - 128

13. Григорьев Ю.С., Фуряев Е.А., Андреев A.A. Способ определения содержания фитотоксических веществ / Патент № 2069851. Бюллетень изобретений № 33 от 27.11.96.

14. Гусева Т.В. Гидрохимические показатели окружающей среды / Т.В. Гусева, Ю.П. Молчанова, Е.А. Зайка, В.Н. Виниченко, Е.М. Аверочкин / Ecoline: справочник. 2000. URL: http ://www. ecoline .ru/mc/refbooks/hy drochem/index.html

15. Демидчик В. В. Токсичность избытка меди и толерантность к нему растений / В. В. Демидчик, А. И. Соколик, В. М. Юрин //Успехи современной биологии.- 2001. - Т. 121, № 5.- С. 511 -525 (а).

16. Демидчик В .В. Поступление меди в растения и распределение в клетках, тканях, органах / В.В. Демидчик, А.И. Соколик, В.М. Юрин // Успехи современной биологии.- 2001. Т. 121, № 2.- С. 190-197 (б).

17. Дину М.И. Влияние комплексообразующих способностей фульвокислот и гуминовых кислот на содержание лабильных фракций отдельных металлов / М.И. Дину // Материалы III Всероссийской конференции по водной токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова - 2008 - 4.1.- С.26-29.

18. Драгунов С.С. Химическая природа гуминовых кислот // Гуминовые удобрения. Теория и практика их применения (Ч. II).- Киев: Наукова думка-1962.-С. 11-22.

19. Дятлов С.Е. Роль и место биотестирования в комплексном мониторинге морской среды // Экология моря - 2000 - вып.51- С. 83-87.

20. Жукова Н. И. Влияние тяжелых металлов на рост и развитие растений / Н. И. Жукова, Е. И. Потенко / Материалы региональной научно-практической конференции «Стратегия развития Дальнего Востока: возможности и перспективы».- Хабаровск: издательство Дальне-восточной народной академии наук - 2003

21. Зенин A.A., Белоусова Н.В. Гидрохимический словарь / Л.: Гидрометеоиздат- 1988

22. Исидоров В.А. Введение в химическую экотоксикологию: учеб. Пособие / СПб.: Химиздат, 1999. - 144 с.

23. Калабин Г.А. Количественная спектроскопия ЯМР природного органического сырья и продуктов его переработки / Г.А. Калабин, Л.В. Каницкая, Д.Ф. Кушнарев / М.: Химия, 2000. - 408 с.

24. Кононова М. М. Органическое вещество почвы. Его природа, свойства и методы изучения / М.: Изд-во АН СССР, 1980

25. Кононова М.М. Важнейшие итоги исследований почвенного гумуса // Почвоведение.- 1957.- №11- С. 43-61.

26. Константинов А. С. Общая гидробиология / М.: Высш. шк., 1986 - 472 с.

27. Крайнюкова А.Н. Биотестирование в охране вод от загрязнения // Методы биотестирования вод-Черноголовка, 1988-С. 4-14.

28. Кузнецов В. В. Химические основы экологического мониторинга // Соросовский образовательный журнал - 1999 - № 1. - С. 35 - 40

29. Кухаренко Т.А. О молекулярной структуре гуминовых кислот//Гуминовые вещества в биосфере.- 1993.-№4.-С. 27-36

30. Кухаренко Т.А. Химия и генезис ископаемых углей / М.: Госгортехиздат, 1960.-156 с.

31. Лаборатория для биотестирования вод. Разработчик СФУ. Изготовлена ООО «Омикрон». ТУ 3615-006-26218570-2007. ТУ 3615-006-26218570-2007. Госреестр СИ№ 34930-07.

32. Лапин И.А. Влияние гуминовых кислот на поведение тяжелых металлов в эстуариях / И.А. Лапин, В.Н. Красюков // Океанология - 1986 - Т. 26, вып. 4-С. 621 -627.

33. Линник П.Н. Комплексообразование ионов металлов в природных водах / П.Н. Линник, Б.И. Набиванец // Гидробиологический журнал- 1983- Т. 19, №3- С. 82-95.

34. Линник П.Н. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах / П.Н. Линник, Б.И. Набиванец / Ленинград: Гидрометеоиздат, 1986. - 241 с.

35. Майстренко Ю.Г. Органическое вещество воды и донных отложений рек и водоемов Украины /Киев - 1965 - 120 с.

36. Малева М. Г. Реакция гидрофитов на загрязнение среды тяжелыми металлами / М. Г. Малева, Г. Ф. Некрасова, В. С. Безель //Экология - 2004- № 4.- С. 266-272

37. Маторин Д.Н. Замедленная флуоресценция растений и водорослей: теоретические и практические аспекты. Учебно-методическое пособие / Д.Н. Маторин, В.А Осипов, П.С. Венедиктов, А.Б. Рубин / М.: Альтекс, 2011. - 202 с.

38. Мельников С. С. Хлорелла / С. С. Мельников, Е. Е. Мананкина / Мн.: «Навука i тэхшка», 1991- 79 с.

39. Моисеенко Т.И. Рассеянные элементы в поверхностных водах суши: Технофильность, биоаккумуляция и экотоксикология / Т.И. Моисеенко, Л.П. Кудрявцева, H.A. Гашкина / М.: Наука, 2006. - 261 с.

40. Морозова О.Г. Особенности формирования гидрохимического режима водоема-охладителя Березовской ГРЭС-1 / О.Г. Морозова, Р.З. Пен, С.М. Репях / Новосибирск: Изд. СО РАН, 2001. - 214 с.

41. Морозова О.Г. Принципы оптимизации качества воды водоема-охладителя БГРЭС-1 для технологических целей и аквакультуры / О.Г. Морозова, Р.З. Пен, Ю.П. Фоменко / Красноярск: СФУ, 2011. - 186 с.

42. Орлов Д.С. Гумусовые кислоты почв / М.: Изд-во МГУ, 1974 - 287 с.

43. Орлов Д.С. Химия почв / М.: Изд-во МГУ, 1985.- 376 с.

44. Остроумов С. А. О самоочищении водных экосистем. В сб. «Антропогенные влияния на водные экосистемы» под ред д.б.н. О.Ф. Филенко / М.:КМК, 2005.-260 с.

45. Панин М.С. Поглощение меди и свинца каштановыми почвами Семипалатинского Прииртышья Республики Казахстан / М. С. Панин, Т. И. Гулькина, А. М. Баирова //Сибирский экологический журнал - 2004- №1.

46. Папина Т.С. Факторы, влияющие на распределение тяжелых металлов по абиотическим компонентам водных экосистем Средней и Нижней Оби /Т.С. Папина, Е.И. Третьякова, А.Н. Эйрих // Серия "Экология".- 1999.- № 7.- С. 553 -564.

47. Папина Т.С. Транспорт и особенности распределения тяжелых металлов в ряду: вода - взвешенное вещество - донные отложения речных экосистем. Аналитический обзор // Серия "Экология".- 2001 - Выпуск 62

48. Реймерс Н.Ф. Природопользование: Словарь-справочник / М.: Мысль, 1990.- 637 с.

49. Рубин А. Б. Биофизические методы в экологическом мониторинге // Соросовский образовательный журнал - 2000.-Т 6, № 4. - С. 7 - 13

50. Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши. Под ред. А.Д. Семенова / JL: Гидрометеоиздат, 1977

51. Савельев И. Б. Фототрофные организмы в системе мониторинга окружающей среды. 2005 // URL: http://phm.bio.msu.ru

52. Селивановская С. Ю. Создание тест-системы для оценки токсичности многокомпонентных образований, размещаемых в природной среде / С.Ю. Селивановская, В.З. Латыпова //Экология - 2004. - № 1. -С. 21-25

53. Синицкая A.M. Сравнительный анализ токсичности соединений тяжелых металлов и источников их возникновения / A.M. Синицкая, Е.А. Семенов, А.Ю. Олефиренко, П.А. Козуб, Г.И. Гринь // Труды междунар. научно-метод. конф. «Экология - образование, наука и промышленность».- Белгород - 2002

54. Скопинцев Б.А. Органическое вещество в природных водах (водный гумус) // Тр. Гос. океанографического института - 1950 - вып. 17 - С. 29

55. Улахович Н.А. Комплексы металлов в живых организмах // Соросовский образовательный журнал - 1997-№8- С. 27-32

56. Флуориметр Фотон 10. ТУ 4437-007-26218570-2009. Разработчик СФУ. Изготовитель ООО «Омикрон».

57. Холин Ю.В. Гумусовые кислоты как главные природные комплексообразующие вещества // Университеты. Наука и просвещение-2001.-№4

58. Секи X. Органические вещества в водных экосистемах / Л.: Гидрометеоиздат. — 1986. —199 с.

59. Цикуниб А.Д. Оценка токсичности сточных вод / А. Д. Цикуниб, О. Ю. Борсук // Экология и промышленность России - 2006. - № 6. - С. 40 - 41

60. Юрин В.М. Регуляция ионного транспорта через мембраны растительных клеток / В.М. Юрин, А.И. Соколик, А.П. Кудряшов / Минск: Наука и техника, 1991.-272 с.

61. Якушкина Н.И. Физиология растений: учеб. для студентов вузов, обучающихся по специальности 032400 «Биология» / Н.И. Якушкина, Е.Ю. Бахтенко / М.: Гуманитар.изд.центр ВЛАДОС, 2005 - 463 с.

62. Abu Al-Rub F.A. Biosorption of copper on Chlorella vulgaris from single, binary and ternary metal aqueous solutions / F.A. Abu Al-Rub, M.H. El-Naas, I. Ashour, M. Al-Marzouqi // Process Biochemistry. - 2006. - №41. - P. 457^64

63. Anderson D.M. Copper sensitivity of Gonyaulax tamarensis / D.M. Anderson, F.M. Morel // Limnol. Oceanogr.-1978.- №23.- P. 283-295

64. Apiratikul R. Batch and column studies of biosorption of heavy metals by Caulerpa lentillifera / R. Apiratikul, P. Pavasant // Bioresource Technology - 2008-№99.-P. 2766-2777

65. Appenroth K.J. Multiple effects of chromate on the photosynthetic apparatus of Spirodela polyrhiza as probed by ОЛР chlorophyll a fluorescence measurements / K.J. Appenroth, J. Stockel, A. Srivastava, R.J. Strasser // Environ Pollut - 2001-№115.-P. 49-64

66. Baker N.R. Chlorophyll Fluorescence: A Probe of Photosynthesis In Vivo /N.R. Baker // Annu. Rev. Plant Biol.- 2008.- №59.- P. 89-113

67. Balls P.W. The partition of trace metals between dissolved and particulate phases in European coastal waters: a compilation of field data and comparison with laboratory studies // Netherlands Journal of Sea Research - 1989 - Vol.23, № 1- P. 7 - 14

68. Baron M. Copper and photosystem II: A controversial relationship / M. Baron, J.B. Arellano, J.L. Gorge//Physiologia plantarum - 1995-№94.-P. 174-180

69. Beceiro-Gonzalez E. Interaction between metallic species and biological substrates: approximation to possible interaction mechanisms between the alga Chlorella vulgaris and arsenic (III) / E. Beceiro-Gonzalez, A. Taboada-de la Calzada, E. Alonso-Rodriguez, P. Lopez-Mahia, S. Muniategui-Lorenzo, D. Prada-Rodriguez // Trends in Analytical Chemistry - 2000 - Vol. 19, №8

70. Behrendt H. Point and diffuse loads of selected pollutants in the river Rhine and its main tributaries / Vienna, 1993. - 84 p.

71. Berden-Zrimec M. Delayed fluorescence as a measure of nutrient limitation in Dunaliella tertiolecta / Berden-Zrimec M, Drinovec L, Molinari I, Zrimec A, Umani SF // Photochem Photobiol.- 2008.- B 92.- P. 13-18

72. Bohner H. Reciprocal formation of plastocyanin and cytochrome c-553 and the influence of cupric ions on photosynthetic electron transport / Bohner H., Bohme H., Boger P. // Biochimica et Biophysica Acta.- 1980.- №592.- P. 103-112

73. Bossuyt B.T. Long-term acclimation of Pseudokirchneriella subcapitata (Korshikov) Hindak to different copper concentrations: changes in tolerance and physiology / B.T. Bossuyt, C.R. Janssen // Aquatic Toxicology.- 2004 - №68 (1).- P. 61-74

74. Brain R.A. Biomarkers in Aquatic Plants: Selection and Utility / R.A. Brain, N. Cedergreen // Reviews of Environmental Contamination and Toxicology - 2008-№198.-P. 49-110

75. Buffle J. Complexation Reactions in Aquatic Systems /Wiley, New York - 1988

76. Campbell P. Metal bioavailability to phytoplankton - applicability of the biotic ligand model / P. G. C. Campbell, O. Errecalde, C. Fortin, V. P. Hiriart-Baer, B. Vigneault // Comparative Biochemistry and Physiology - 2002 - Part C 133- P. 189 -206

77. Campbell P.G.C. Interactions between trace metals and organisms: critique of the free-ion activity model. In: Tessier, A., Turner, D. (Eds.), Metal Speciation and Bioavailability in Aquatic Systems / Wiley, Chichester, UK.- 1995.- P. 45-102

78. Chen Chung-Yuan. Comparison of the relative toxicity relationships based on batch and continuous algal toxicity tests / Chung-Yuan Chen, Kuo-Ching Lin, Der-Tai Yang // Chemosphere.- 1997 - Volume 35, Issue 9 - P. 1959-1965

79. Chen Chung-Yuan. Theoretical evaluation of the inhibitory effects of mercury on algal growth at various orthophosphate levels / Chung-Yuan Chen // Water Research.- 1994.- Volume 28, Issue 4.- P. 931-937

80. Chesworth J.C. The interactive effects of the antifouling herbicides Irgarol 1051 and Diuron on the seagrass Zostera marina (L.) / J.C. Chesworth, M.E. Donkin, M.T. Brown // Aquat Toxicol.- 2004.- №66.- P. 293 - 305

81. Chojnacka K. Biosorption of Cr3+, Cd2+ and Cu2+ ions by blue-green algae Spirulina sp.: kinetics, equilibrium and the mechanism of the process / K. Chojnacka, A. Chojnacki, H. Gorecka // Chemosphere.- 2005.- №59.- P. 75-84

82. Christensen M.G. Linking fluorescence induction curve and biomass in herbicide screening / M.G. Christensen, H.B. Teicher, J.C. Streibig // Pest Manag Sci - 2003- №59 - P. 1303-1310

83. Cid A. Copper toxicity on the marine microalga Phaeodactylum tricornutum: effects on photosynthesis and related parameters / A. Cid, C. Herrero, E. Torres, J. Abalde // Aquatic Toxicology.- 1995.- №31P. 165-174

84. Cid A. Copper toxicity on the marine microalga Phaeodactylum tricornutum: effects on photosynthesis and related parameters / A. Cid, C. Herrero, E. Torres, J. Abalde, // Aquatic Toxicology.- 1995.- №31.- P. 165-174

85. Clemens S. Toxic metal accumulation, responses to exposure and mechanisms of tolerance in plants / S. Clemens // Biochimie.- 2006.- №88.- P. 1707-1719

86. De Shamphelaere K.A.C. Development and field validation of a predictive copper toxicity model for the green alga Pseudokirchneriella subcapitata / K.A.C. De Shamphelaere, F.M. Vasconcelos, D.G. Heijerick, F.M.G. Tack, K. Delbeke, H.E. Allen, C.R. Janssen // Environmental toxicology and chemistry.- 2003 - №22 - P. 2454 - 2465

87. Deleebeeck N.M.E. A single bioavailability model can accurately predict Ni toxicity to green microalgae in soft and hard surface waters / N.M.E. Deleebeeck,, F. De Laender, V.A. Chepurnov, W. Vyverman, C.R. Janssen, K.A.C. De Schamphelaere // Water research.- 2009.- №43.- P. 1935 - 1947

88. Deleebeeck Nele M.E. Effects of Mg2+ and H+ on the toxicity of Ni2+ to the unicellular green alga Pseudokirchneriella subcapitata: Model development and validation with surface waters / Nele M.E. Deleebeeck, Karel A.C. De Schamphelaere, Colin R. Janssen // Science of the total environment- 2009-№407.-P. 1901-1914

89. Deltoro V.I. Changes in net photosynthesis, chlorophyll fluorescence and xanthophyll cycle interconversions during freeze-thaw cycles in the Mediterranean moss Leucodon sciuroides / V.I. Deltoro, A. Calatayud, F. Morales, A. Abadia, E. Barreno // Oecologia.- 1999.- №120.- P. 499 - 505

90. Drinovec L. Delayed fluorescence of Lemna minor : A biomarker of the effects of copper, cadmium, and zinc / L. Drinovec, D. Drobne, I. Jerman, A. Zrimec // Bull Environ Contam Toxicol.- 2004.- №72.- P. 896 - 902

91. EPA (1996) Ecological Effect Test Guidelines. OPPTs 850.5400. Algal Toxicity, Tiers I and II. Environmental Protection Agency, U.S

92. Fahmi H. Zinc tolerance in strains of the blue-green alga Anacystis nidulans / H. Fahmi, A. Shehata, B.A. Whitton // Br. J. Phycol.- 1982.- №17.- P. 5-12

93. Force L. New fluorescence parameters for monitoring photosynthesis in plants / L. Force, C. Critchley, J.J.S. van Rensen // Photosynthesis Res. 2003- №78.- P. 17 -33

94. Foster P.L. Metal resistance of Chlorophyta from rivers polluted by heavy metals // Freshwater Biol.- 1982.-№12.-P. 1-61

95. Frankart C. Comparative effects of four herbicides on nonphotochemical fluorescence quenching in Lemna minor / C. Frankart, P. Eullaffroy, G. Vernet // Environ Exp. Bot.- 2003.- №49.- P. 159 - 168

96. Franklin N.M. Effect of initial cell density on the bioavailability and toxicity of copper in microalgal bioassays / N.M. Franklin, J.L. Stauber, S. Apte, R.P. Lim // Environmental Toxicology and Chemistry - 2002 - Vol. 21- P. 742 - 751

97. Franklin N. M. pH-dependent toxicity of copper and uranium to a tropical freshwater alga (Chlorella sp.) / N. M. Franklin, J.L. Stauber, S.J. Markich, R.P. Lim //Aquatic Toxicology.- 2000.- Vol.48, Issues 2-3.- P. 275-289

98. Franklin N.M. Development of flow cytometry-based algal bioassays for assessing toxicity of copper in natural waters /N.M. Franklin, J.L. Stauber, R.P. Lim // Environmental Toxicology and Chemistry - 2001.- Vol. 20, №1- P. 160-170

99. Gekeler W. Algae sequester heavy metals via synthesis of phytochelatin complexes / W. Gekeler, E. Grill, E.L. Winnacker, M.H. Zenk // Arch. Microbiol.-1988.-№150.-P. 197-202

100. Gokhale S.V. Kinetic and equilibrium modeling of chromium (VI) biosorption on fresh and spent Spirulina platensis/Chlorella vulgaris biomass / S.V. Gokhale, K.K. Jyoti, S.S. Lele // Bioresource Technology.- 2007.- xxx (2007) xxx-xxx

101. Goltsev V. Delayed fluorescence in photosynthesis / V. Goltsev, I. Zaharieva, P. Chernev, R.J. Strasser // Photosynth Res.- 2009.- №101.- P.217-232

102. Gondar D. Functional variability of dissolved organic matter from the surface water of a productive lake / D. Gondar, S.A. Thacker, E. Tipping, A. Baker / Water research.- 2008.- №42.- P. 81-90

103. Grill E. Phytochelatins: the principal heavy-metal complexing peptides of higher plants / E. Grill, E.L. Winnacker, M.H. Zenk // Science.- 1985.- №230.- P. 674-676

104. Gross R.E. Observations on the mechanism of copper damage in Chlorella / R.E. Gross, P. Pugno, W.M. Dugger // Plant Physiol.- 1970.- №46.- P. 183-185

105. Gueguen C. Competition between alga (Pseudokirchneriella subcapitata), humic substances and EDTA for Cd and Zn control in the algal assay procedure (AAP) medium / C. Gueguen, B. Koukal, J. Dominik, M. Pardos // Chemosphere - 2003-№53.-P. 927-934

106. Harding J.P.C. Resistance to zinc of Stigeoclonium tenue in the field and the laboratory / J.P.C. Harding, B.A. Whitton // Br. Phycol. J.- 1976.- №11.- P. 417426

107. Hassler C.S. Impact of zinc acclimation on bioaccumulation and homeostasis in Chlorella kesslerii / C.S. Hassler, R. Behra, K.J. Wilkinson // Aquatic Toxicology.-2005.-№74.-P. 139-149

108. Heijerick D.G. Bioavailability of zinc in runoff water from roofing materials /D.G. Heijerick, C.R. Janssen, C. Karlen, I. Odnevall Wallinder, C. Leygraf // Chemosphere.- 2002.- №47.- P. 1073-1080 (a)

109. Heijerick D.G. Biotic ligand model development predicting Zn toxicity to the alga Pseudokirchneriella subcapitata: possibilities and limitations / D.G. Heijerick, K.A.C. De Shamphelaere, C.R. Janssen // Comparative Biochemistry and Physiology.- 2002.-Part C 133.-P. 207-218 (6)

110. Heijerick D.G. Effect of varying physicochemistry of European surface waters on the copper toxicity to the green alga Pseudokirchneriella subcapitata / D.G. Heijerick, B.T.A. Bossuyt, K.A.C. De Schamphelaer // Ecotoxicology- 2005.- № 14.- P. 661-670

111. Janssen C.R. Environmental risk assessment of metals: tools for incorporating bioavailability / C.R. Janssen, D.G. Heijerick, K.A.C. De Schamphelaere, H.E. Allen // Environment International.- 2003.- №28.- P. 793- 800

112. Jensen T.E. Uptake of heavy metals by Plectonema boryanum (Cyanophyceae) into cellular components, especially polyphosphate bodies: an X-ray energy dispersive study / T.E. Jensen, M. Baxter, J.W. Rachlin, V. Jani // Environmental Pollution.- 1982.-№27.-P. 119-127

113. Juneau P. PAM Fluorometry in the determination of the sensitivity of Chlorella vulgaris, Selenastrum capricornutum, and Chlamydomonas reinhardtii to copper / P. Juneau, A. El Berdey, R. Popovic // Archives of Environmental Contamination and Toxicology.- 2002.- №42.- P. 155-164

114. Karnaukhova G. A. Hydrochemistry of the Angara and Reservoirs of the Angara Cascade / G. A. Karnaukhova // Water Resources - 2008 - Vol. 35, №1- P. 71-79

115. Karner D.A. An algal probe for copper speciation in marine waters: laboratory method development / D.A. Karner, M.M. Shafer, J.T. Overdier, J.D.C. Hemming, W.C. Sonzogni // Environmental Toxicology and Cheistry- 2006.- Vol. 25, №4 - P. 1106-1113

116. Katsumata M. Rapid ecotoxicological bioassay using delayed fluorescence in the green alga Pseudokirchneriella subcapitata / M. Katsumata, T. Koike, M. Nishikawa, K. Kazumura, H. Tsuchiya // Water Res.- 2006.- №40.- P. 3393-3400

117. Katsumata M. Utility of Delayed Fluorescence as Endpoint for Rapid Estimation of Effect Concentration on the Green Alga Pseudokirchneriella subcapitata / M. Katsumata , T. Koike, K. Kazumura, A. Takeuchi, Y. Sugaya // Bulletin of Environment Contamination and Toxicology - 2009 - №83- P. 484-487

118. Kellomaki S. Effects of elevated 03 and C02 on chlorophyll fluorescence and gas exchange in Scots pine during the third growing season / S. Kellomaki, K-Y Wang // Environ Pollut.- 1999.- №97.- P. 17 - 27

119. Khoshmanesh A. Cell surface area as a major parameter in the uptake of cadmium by unicellular green microalgae / A. Khoshmanesh, F. Lawson, I.G. Prince // Chem. Eng. J.-1997.-№l.-P. 13-19

120. Koukal B. Influence of humic substances on the toxic effects of cadmium and zinc to the green alga Pseudokirchneriella subcapitata / B. Koukal, C. Gueguen, M. Pardos, J. Dominik// Chemosphere.- 2003.- №53.-P. 953-961

121. Kowalewska G. Identification of the copper porphyrin complex formed in cultures of blue-green alga Anabaena variabilis / G. Kowalewska, S.K. Hoffmann // Acta Physiol Planta.- 1989.- №11.- P. 39-50

122. Kulaev I.S. Polyphosphate metabolism in microorganisms / I.S. Kulaev, V.M. Vagabov // Advances in Microbial Physiology - 1983.-№24- P. 83-171

123. Kumada K. Several properties of humic acids // Soil and Plant Food - 1956 - V. 2.- P. 44-48

124. Kupper H. Environmental relevance of heavy metal substituted chlorophylls using the example of water plants / H. Kupper, F. Kupper, M. Spiller // J Exp Bot.-1996.- №47(295).- P. 259-266

125. Kupper H. In situ detection of heavy metal substituted chlorophylls in water plants / H. Kupper, F. Kupper, M. Spiller // Photosynthesis Research.- 1998.- №58.-P. 123-133

126. Küster A. Development and validation of a new fluorescence-based bioassay for aquatic macrophyte species /A. Küster, R. Altenburger // Chemosphere- 2007-№67.-P. 194-201

127. Lee J. Effect of dissolved organic matter on the growth of algae, Pseudokirchneriella subcapitata, in Korean lakes: The importance of complexation reactions / J. Lee, J.H. Park, Y.S. Shin, B.C. Lee, N.I. Chang, J. Cho, S.D. Kim // Ecotoxicology and Environmental Safety.- 2009.- №72.- P. 335-343

128. Levy J.L. Sensitivity of marine microalgae to copper: The effect of biotic factors on copper adsorption and toxicity / J.L. Levy, J.L. Stauber, D.F. Jolley // Science of the Total Environment.- 2007.- №387.- P. 141-154

129. Levy J.L. Uptake and internalisation of copper by three marine microalgae: comparison of copper-sensitive and copper-tolerant species / J.L. Levy, B.M. Angel,

J.L. Stauber, W.L. Poon, S.L. Simpson, S.H. Cheng, D.F. Jolley // Aquat. Toxicol-2008.-№89.-P. 82-93

130. Glaus M.A. Trace Metal-Humate Interactions. I. Experimental Determination of Conditional Stability Constants / M.A. Glaus, W. Hummel, L.R. Van Loon // Applied Geochemistry-2000.-№15.-P. 953-973

131. Macfie S.M. The cell wall as a barrier to uptake of metal ions in the unicellular green alga Chlamydomonas reinhardtii (Chlorophyceae) / S.M. Macfie, P.M. Welbourn // Archives of Environmental Contamination and Toxicology- 2000-№39.-P. 413-419

132. Mahan J.R. Methods for reducing the adverse effects of temperature stress on plants: A review / J.R. Mahan, B.L. McMichael, D.F. Wanjura // Environ Exp Bot.-1995.-№35.-P. 251 -258

133. Maksymiec W. Effect of copper on cellular processes in higher plants / W Maksymiec // Photosynthetica.- 1997.-№34 (3).-P. 321-342

134. Mallick N. Copper-induced oxidative stress in the chlorophycean microalga Chlorella vulgaris: response of the antioxidant system // Journal of Plant Physiology.- 2004.-№161.- P. 591-597

135. Martin D.F. Implications of metal-organic interactions in red tide outbreaks.- in P.C. Singer, Trace metals and metal-organic interactions in natural waters / D.F. Martin, B.B. Martin // Ann Arbor Sci.- 1973.- P. 339-362

136. Marwood C.A. Creosote toxicity to photosynthesis and plant growth in aquatic microcosms / C.A. Marwood, K.J. Bestari, R.W. Gensemer, K.R. Solomon, B.M. Greenberg // Environ Toxicol Chem.- 2003.- №22.- P. 1075 - 1085

137. Marwood C.A. Chlorophyll fluorescence as a bioindicator of effects on growth in aquatic macrophytes from mixtures of poly cyclic aromatic hydrocarbons / C.A. Marwood, K.R. Solomon, B.M. Greenberg // Environ Toxicol Chem - 2001- №20-P.890 - 898

138. Matheickal J.T. Biosorption of lead(II) and copper(II) from aqueous solutions by pre-treated biomass of Australian marine algae / J.T. Matheickal, Q. Yu // Bioresource Technology.- 1999.-№69.-P. 223-229

139. Mehra R.K. Chain lengthdependent Pb(II)-coordination in phytochelatins / R.K. Mehra, V.R. Kodati, R. Abdullah // Biochem. Biophys. Res. Commun-1995.-№215.-P. 730-736

140. Mercier F. Study of the repartition of metallic trace elements in humic acids colloids: potentialities of nuclear microprobe and complementary techniques / F. Mercier, V. Moulin, N. Barre, F. Casanova, P. Toulhoat // Analytica Chimica Acta-2001.-№427.-P. 101-110

141. Miao Ai-Jun. Cadmium toxicity to two marine phytoplankton under different nutrient conditions /Ai-Jun Miao, Wen-Xiong Wang // Aquatic Toxicology - 2006-№78.-P. 114-126

142. Morelli E. A phytochelatin-based bioassay in marine diatoms useful for the assessment of bioavailability of heavy metals released by polluted sediments / E. Morelli, M.L. Marangi, L. Fantozzi // Environment International - 2009 - №35 - P. 532-538

143. Mosulen S. Metal toxicity in Chlamydomonas reinhardtii. Effect on sulfate and nitrate assimilation /S. Mosulen, M. J. Dommguezb, J. Vigara, C. Vilchez, A. Guiraum, J. M. Vega // Biomolecular Engineering.- 2003.- № 20.- P. 199-203

144. Moulin V. Fate of actinides in the presence of humic substances under conditions relevant to nuclear waste disposal / V. Moulin, C. Moulin // Applied Geochem.- 1995.-№10.-P. 573-580

145. Muyssen B.T.A. Zinc acclimation and its effect on the zinc tolerance of Raphidocelis subcapitata and Chlorella vulgaris in laboratory experiments / B.T.A. Muyssen, C.R. Janssen // Chemosphere.- 2001.-№45.- P. 507- 514

146. Nagalakshmi N. Responses of glutathione cycle enzymes and glutathione metabolism to copper stress in Scenedesmus bijugatus / N. Nagalakshmi, M.N.V. Prasad // Plant Science.- 2001.- №160.- P. 291-299

147. Nagel K. Subcellular distribution of cadmium in the unicellular green alga Chlamydomonas reinhardtii / K. Nagel, U. Adelmeier, J. Voigt // Journal of Plant Physiology.- 1996.-№149.-P. 86-90

148. Nishikawa K. Phytochelatins do not correlate with the level of Cd accumulation in Chlamydomonas spp./K. Nishikawa, A. Onodera, N. Tominaga// Chemosphere-2006.-№63.-P. 1553-1559

149. Novotny V. Diffuse (nonpoint) pollution - a political, institutional, and fiscal problem // J.Water Pollut. Control Fed.- 1988.- Vol. 60, № 8.- P. 1404-1413

150. Omar H.H. Bioremoval of zinc ions by Scenedesmus obliquus and Scenedesmus quadricauda and its effect on growth and metabolism // International Biodeterioration & Biodégradation.- 2002 - №50.- P 95 - 100

151. Oxborough K. (2004) Imaging of chlorophyll a fluorescence: Theoretical and practical aspects of an emerging technique for the monitoring of photosynthetic performance // J Exp Bot.- 2004.- №55.- P. 1195 - 1205

152. Pauli F.W. Heavy-metal humâtes and their behavior against hydrogen sulphide // Soil Science.- 1975.- 119, №1.-P. 98-105

153. Pavasant P. Biosorption of Cu2+, Cd2+, Pb2+, and Zn2+ using dried marine green macroalga Caulerpa lentillifera / P. Pavasant, R. Apiratikul, V. Sungkhum, P.

Suthiparinyanont, S. Wattanachira, T.F. Marhaba // Bioresource Technology - 2006-P.- 2321-2329

154. Pawlik-Skowronska B. Phytochelatin production in freshwater algae Stigeoclonium in response to heavy metals contained in mining water; effects of some environmental factors // Aquatic Toxicology.- 2001.- №52 - P. 241-249

155. Pena-Castro J.M. Phenotypic plasticity in Scenedesmus incrassatulus (Chlorophyceae) in response to heavy metals stress / J.M. Pena-Castro, F. Martinez-Jeronimo, F. Esparza-Garcia, R.O. Cañizares-Villanueva // Chemosphere - 2004-№57.-P. 1629-1636

156. Pereira M.J. Differences in the effects of metals on growth of teo freshwater green algae (Pseudokirchneriella subcapitata (Korshikov) Hindak and Gonium pectoral Miiller) / M.J. Pereira, P. Resende, U.M. Azeiteiro, J. Oliveira, D.R. de Fiqueiredo // Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology- 2005-№75.-P. 515-522

157. Perminova I.V. Quantification and prediction of the detoxifying properties of humic substances related to their chemical binding to polycyclic aromatic hydrocarbons / I.V. Perminova, N. Yu. Grechishcheva, D. V. Kovalevskii , A.V. Kudryavtsev , V.S. Petrosyan , D.N. Matorin // Environ. Sci. Technol., 2001. - V.35. -P. 3841-3848

158. Pogosyan S.I. Variability in the condition of the photosynthetic system of the Black Sea phytoplankton / S.I. Pogosyan, D. N. Matorin // Oceanology, 2005. - V.45, Suppl. l.-P. S139-S148.

159. Posner A.M. A study of humic acids by equilibrium ultracentrifugation/A.M. Posner, S.M. Greeth// Soil.Sci.- 1972.-V.23.-P. 333-341

160. Puckett K.J. (1976) The effects of heavy metals on some aspects of lichen physiology // Can J Bot.- 1976.- №54.- P. 2695-2703

161. Raj fur M. Sorption properties of algae Spirogyra sp. and their use for determination of heavy metal ions concentrations in surface water / M. Raj fur, A. Klos, M. Waclawek // Bioelectrochemistry. - 2010. - Vol.80. - P.81-86

162. Randall C.W. The significance of heavy metals in urban runnnoff entering the Occoquan reservoir, Virginia / C.W. Randall, R.C. Hoehn, T.G. Grizzard // Water Resources Center Bulletin.- 1981Vol. 132.- 252 p.

163. Rangsayatorn N. Phytoremediation potential of Spirulina (Arthrospira) platensis: biosorption and toxicity studies of cadmium / N. Rangsayatorn, E.S. Upatham, M. Kruatrachue, P. Pokethitiyook, G.R. Lanza // Environmental Pollution- 2002 - № 119.-P. 45-53

164. Rauser W.E. Phytochelatin and related peptides // Plant Physiol- 1995-№109.-P. 1141-1149

165. Reedy G.N. Heavy metal binding proteins/peptides: occurrence, structure, synthesis, and functions. A review / G.N. Reedy, M.N.V. Prasad // Environmental and Experimental Botany.- 1990.- № 30.- P. 251-264.

166. Roger M.J.R., Weiss O. (2001) Fluorescence techniques. In: Handbook of Plant Ecophysiology Techniques / Roger M.J.R. (ed.).- Kluwer Academic Publishers, Dordrecht, Germany, 2001.- P. 155 - 172

167. Rojickova-Padrtova R. Selection and comparisons of algal species for toxicity testing. / R. Roj ickova-Padrtova, B. Marsalek //Chemosphere - 1999. - Vol. 38 - P. 3329-3338

168. Romera E. Comparative study of biosorption of heavy metals using different types of algae / E. Romera, F. González, A. Ballester, M.L. Blázquez, J.A. Muñoz // Bioresour TechnoL- 2007.- Dec;98(17).- P.3344-3353

169. Ruangsomboon S. Bioaccumulation of cadmium in an experimental aquatic food chain involving phytoplankton (Chlorella vulgaris), zooplankton (Moina macrocopa), and the predatory catfish Ciarías macrocephalusxC. gariepinus /S. Ruangsomboon, L. Wongrat // Aquatic Toxicology.- 2006.- №78.- P. 15-20

170. Samiullah Yu. Prediction of the environmental fate of chemicals / London: Elsevier Science Publishers LTD, 1990. - 271 p.

171. Samson G. Copper quenching of the variable fluorescence in Dunaliella tertiolecta. New evidence for a copper inhibition effect on PS II photochemistry / G. Samson, J.C. Morissette, R. Popovic // Photochemistry and Photobiology- 1988— №48.-P. 329-332.

172. Satoh A. Evaluation of the sensitivity of marine microalgal strains to the heavy metals, Cu, As, Sb, Pb and Cd / A. Satoh, L.Q. Vudikaria, N. Kurano, S. Miyachi // Environment International.- 2005.- №31.- P. 713- 722

173. Sayed O.H. Chlorophyll fluorescence as a tool in cereal crop research // Photosynthetica(Prague).-2003.-№41.-P. 321 -330

174. Schroder W.P. Flash-induced absorption spectroscopy studies of copper interaction with photosystem II in higher plants / W.P. Schroder, J.B. Arellano, T. Bittner, M. Baron, H.J. Eckert, G. Renger // Journal of Biological Chemistry - 1994-№369.- P. 32865-32870

175. Scott J.A. Site of cadmium uptake in bacteria used for biosorption / J.A., Scott, S.J. Palmer // Applied Microbiology and Biotechnology - 1990 - №33 - P. 221-225

176. Simkiss K., Taylor M.G. Transport of metals across membranes. In: Tessier, A., Turner, D. (Eds.), Metal Speciation and Bioavailability in Aquatic Systems / Wiley, Chichester, UK.- 1995.-P. 1^14

177. Simpson S. L. Effect of declining toxicant concentrations on algal bioassay endpoints. / S. L. Simpson, M. G. Roland, J. L. Stauber, G. E. Batley //Environmental toxicology and chemistry.- 2003. - Vol. 22.- P. 2073-2079

178. Slaveykova V.I. Predicting Pb bioavailability to freshwater microalgae in the presence of fulvic acid: Algal cell density as variable // Chemosphere - 2007-№69.-P. 1438-1445

179. Smirnov M. P. The Effect of Horizontal and Altitudinal Zonality on the Concentrations and Ratios of Humic and Fulvic Acids in River Waters // Water Resources.- 2008.- Vol. 35, №4.- P. 460^168

180. Steffens J.C. The heavy metal-binding peptides of plants // A. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol.- 1990.-№41.-P. 553-575

181. Steinberg C.E.W. Dissolved Humic Substances: Interactions with Organisms / C.E.W. Steinberg, M.A. Timofeyev, R. Menzel // Encyclopedia of Inland Waters.-2009.- P. 747-753

182. Strasser R.J., Srivastava A., Tsimilli-Michael M. The fluorescence transient as a tool to characterize and screen photosynthetic samples In: Probing Photosynthesis: Mechanisms, Regulation and Adaptation. Yunus M., Pathre U., Mohanty P. (eds.) / Taylor & Francis, London.- 2000.- P. 445 - 483

183. Sunda W.G. Effect of complexation by natural organic ligands on toxicity of copper to a unicellular alga, Monochrysis lutheri / W.G. Sunda, J.A.M. Lewis // Limnol. Oceanogr.- 1978.-№ 23.-P. 870-876

184. Takamura N. Effects of Cu, Cd, Zn on photosynthesis of freshwater benthic algae / N. Takamura, F. Kusai, M. Watanabe // J. Appl. Phycol.- 1989.- №1.- P. 3952

185. Takamura N. Seasonal changes in species composition and production of periphyton in an urban river running through an abandoned copper mining region / N. Takamura, S. Hatakeyama, Y. Sugaya // Jpn. J. Limnol - 1990 - №51- P. 225-235

186. Tien C.-J. Biosorption of metal ions by freshwater algae with different surface characteristics // Process Biochemistry - 2002 - №38 - P. 605 - 613

187. Ting Y.P. Uptake of cadmium and zinc by the alga Chlorella vulgaris: part 1. Individual ion species / Y.P. Ting, F. Lawson, I.G. Prince // Biotechnology and Bioengineering.- 1989.-№34.- P. 990

188. Tukaj Z. Cadmium effect on the growth, photosynthesis, ultrastructure and phytochelatin content of green microalga Scenedesmus armatus: A study at low and elevated C02 concentration /Z. Tukaj, A. Bascik-Remisiewicz, T. Skowronski, C. Tukaj // Environmental and Experimental Botany.- 2007 - №60.- P. 291-299

189. Twiss M.R. Influence of phosphorus nutrition on copper toxicity to three strains of Scenedesmus acutus (Chlorophyceae) / M.R. Twiss, C. Nalewajko // Journal of Phycology- 1992.-№28.-P. 291-298

190. USEPA (United States Environmental Protection Agency). Toxic Substances Control Act Test Guidelines; Final Rules. Fed. Reg. 50, 797.1050, 797.1075, 797.1060; 1985

191. US-EPA, 1994. Water Quality Standards Handbook. United States Environmental Protection Agency. Office of Water, Washington DC, United States

192. Van Leeuwen H.P. Metal speciation dynamics and bioavailability: inert and labile complexe//. Environ. Sci. Technol.- 1999.-№33.-P. 3743-3748

193. Vassilev A. Effects of Cd2+ on the physiological state and photosyntethic activity of young barley plants / A. Vassilev, I. Yordanov, T. Tsonev // Photosynthetica.- 1997.- №34 (2).- P. 293-302

194. Vavilin D.V. Membrane lipid peroxidation, cell viability and Photosystem II activity in the green alga Chlorella pyrenoidosa subjected to various stress conditions / D.V. Vavilin, J.M. Ducruet, Matorin D.N., Venedictov P.S., Rubin A.B. // Journal of Photochemistry and Photobiology B: Biology, 1998.-№42.-P. 233-239

195. Wagner F., Falkner G. Phosphate limitation. In: Algal Adaptation to Environmental Stresses. Rai L.C., Gaur J.P. (Eds.) / Springer, Berlin, 2001.- P. 65110

196. Wang W.X. Metal stoichiometry in predicting Cd and Cu toxicity to a freshwater green alga Chlamydomonas reinhardtii / W.X. Wang, R.C.H. Dei // Environmental Pollution.- 2006.- №142.- P. 303-312

197. Wang Wen-Xiong. Effects of major nutrient additions on metal uptake in phytoplankton / Wen-Xiong Wang, R.C.H. Dei // Environmental Pollution - 2001-№111.-P. 233-240

198. Wilde K. L. The effect of pH on the uptake and toxicity of copper and zinc in a tropical freshwater alga (Chlorella sp.) / K. L. Wilde, J. L. Stauber, S. J. Markich, N. M. Franklin, P. L. Brown //Arch. Environ. Contam. Toxicol - 2006 - Vol. 51- P. 174- 185

199. Worms I. Bioavailability of trace metals to aquatic microorganisms: importance of chemical, biological and physical processes on biouptake/I. Worms, D.F. Simon, C.S. Hassler, K.J. Wilkinson //Biochimie.- 2006.- №88.- P. 1721-1731

200. Xue H.B. Binding of Cu(II) to algae in a metal buffer / H.B. Xue, L. Sigg // Water Res.- 1990.- №9.- P. 1129-1136

201. Yan H. Toxicity and bioaccumulation of copper in three green microalgal species /H. Yan, G. Pan // Chemosphere.- 2002.- №49.- P. 471-476

202. Yap C.K. Toxicities and tolerances of Cd, Cu, Pb and Zn in a primary producer (Isochrysis galbana) and in a primary consumer (Perna viridis) / C.K. Yap, A. Ismail, H. Omar, S.G. Tan // Environment International.- 2004.- №29 - P. 1097- 1104

203. Yeats P.A. Dissolved and particulate metal distributions in the St. Lawrence estuary / P.A. Yeats, D.H. Loring // Canad. J. Earth Sci.- 1991.- Vol. 28.- P. 729742

204. Yruela I. Copper effect on the protein composition of photosystem II / I. Yruela, M. Alfonso, M. Baron, R. Picorel // Physiologia plantarum - 2000 - №110 - P. 551557

205. Yu R.Q. Biological uptake of Cd, Se(IV), and Zn in Chlamydomonas reinhardtii in response to phosphate and nitrate additions / R.Q. Yu, W.-X. Wang // Aquatic Microbial Ecology.-2004.-№35.-P. 163-173 (a)

206. Yu R.Q. Biokinetics of trace elements in a freshwater alga and Daphnia magna under different phosphorus and nitrogen conditions / R.Q. Yu, W.-X. Wang // Environmental Pollution.- 2004.- №129.- P. 443^56 (6)

207. Zenk M.H. Heavy metal detoxification in higher plants: a review // Gene-1996.-№179.-P. 21-30

208. Zrimec M.B. Delayed fluorescence in algal inhibition tests / M.B. Zrimec, L. Drinovec, A. Zrimec, T. Tisler // Cent Eur J Biol.- 2007.- №2(2).- P. 169-181

Приложение (акт внедрения в учебный процесс)

Федеральное государственное автономное образовательное учреждение высшего профессионального образования «Сибирский федеральный университет» (СФУ)

ИНСТИТУТ ЭКОНОМИКИ, УПРАВЛЕНИЯ И ПРИРОДОПОЛЬЗОВАНИЯ

660041, г. Красноярск, пр. Свободный, 79 Телефон: (3912) 44-67-59 Факс: (3912) 44-86-25 E-mail: buharova@lan.krasu.m

J6_

На№_от_

АКТ

Внедрения в учебный процесс кафедры экологии и природопользования ИЭУиП результатов научно-исследовательской работы Стравинскене Екатерины Сергеевны на тему «Проблема биодоступности тяжелых металлов в экологическом мониторинге природных вод»

Комиссия в составе: Пахарькова Н.В. - доцент кафедры экологии и природопользования ИЭУиП СФУ, к.б.н.; Безкоровайная И.Н. - заместитель заведующего кафедры экологии и природопользования ИЭУиП СФУ, доцент, д.б.н. составили настоящий акт о том, что результаты научно-исследовательской работы «Проблема биодоступности тяжелых металлов в экологическом мониторинге природных вод» внедрены в учебный процесс кафедры при разработке курсов лекций и практикумов дисциплин «Флуоресценция хлорофилла», окружающей среды».

Зам, заведующего кафедры экологии и природопользования ИЭУиП СФУ, доцент, д.б.н.

«Биологический контроль состояния

И.Н. Безкоровайная

Доцент кафедры

экологии и природопользования

ИЭУиП СФУ, к.б.н.

Н.В. Пахарькова

Обратите внимание, представленные выше научные тексты размещены для ознакомления и получены посредством распознавания оригинальных текстов диссертаций (OCR). В связи с чем, в них могут содержаться ошибки, связанные с несовершенством алгоритмов распознавания. В PDF файлах диссертаций и авторефератов, которые мы доставляем, подобных ошибок нет.