влияние тяжелых металлов на представителей пресноводного

Федеральное государственное бюджетное образовательное учреждение
высшего профессионального образования
«Саратовский государственный технический университет
имени Гагарина Ю.А.»
На правах рукописи
ШИЛОВА НАТАЛЬЯ АЛЕКСАНДРОВНА
ВЛИЯНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА ПРЕДСТАВИТЕЛЕЙ
ПРЕСНОВОДНОГО ФИТО- И ЗООПЛАНКТОНА
В УСЛОВИЯХ ЗАСОЛЕНИЯ
03.02.08 – экология
(биология)
Диссертация на соискание
ученой степени кандидата биологических наук
Научный руководитель:
доктор биологических наук,
профессор С.М. Рогачѐва
Саратов – 2014
2
СОДЕРЖАНИЕ
Перечень сокращений ................................................................................................. 5
Введение ....................................................................................................................... 6
Глава 1. Антропогенное загрязнение пресных водоемов и их
биопродуктивность (обзор литературы) ................................................................. 12
1.1 Тяжелые металлы в пресноводных экосистемах: пути поступления и
биотрансформация ................................................................................................. 13
1.2 Влияние некоторых тяжелых металлов на гидробионты ............................ 16
1.3 Экотоксикологическая характеристика Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+ ..................... 20
1.3.1 Кобальт........................................................................................................ 20
1.3.2 Никель ......................................................................................................... 22
1.3.3 Цинк............................................................................................................. 24
1.3.4 Медь ............................................................................................................ 26
1.4 Проблемы засоления пресных водоемов ....................................................... 28
1.5 Характеристика представителей фито- и зоопланктона пресных водоемов
.................................................................................................................................. 32
1.6 Воздействие ЭМИ КВЧ на гидробионты ...................................................... 36
Глава 2. Материалы и методы исследования ......................................................... 39
2.1 Материалы исследования ................................................................................ 39
2.1.1 Объекты исследования .............................................................................. 39
2.1.2 Реактивы ..................................................................................................... 39
2.1.3 Приборы и оборудование .......................................................................... 40
2.2 Методы исследования...................................................................................... 40
2.2.1 Методика культивирования S. quadricauda (Turp.) ................................ 40
2.2.2 Методика культивирования D. magna Str ............................................... 41
3
2.2.3 Приготовление модельных растворов ..................................................... 41
2.2.4 Методика измерения уровня флуоресценции хлорофилла S.
quadricauda (Turp.) .............................................................................................. 41
2.2.5 Методика оценки жизнеспособности D. magna Str ................................ 42
2.2.6 Методика определения трофической активности D. magna Str............ 43
2.2.7 Методика облучения культур S. quadricauda (Turp.) и D. magna Str ... 43
2.2.8 Статистический анализ.............................................................................. 44
Глава 3. Воздействие солей тяжелых металлов на гидробионты ........................ 45
3.1 Воздействие солей тяжелых металлов на физиологические показатели S.
quadricauda (Turp.) ................................................................................................. 47
3.2 Воздействия солей тяжелых металлов на физиологические показатели D.
magna Str. ................................................................................................................ 50
3.3 Воздействия солей тяжелых металлов на трофическую активность D.
magna Str. ................................................................................................................ 61
Глава 4. Влияние засоления на гидробионты ......................................................... 65
4.1 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия на
культуру S. quadricauda (Turp.) ............................................................................ 66
4.2 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия на
физиологические показатели D. magna Str.......................................................... 68
4.3 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия на
трофическую активность D. magna Str. ............................................................... 71
Глава 5. Влияние тяжелых металлов и засоления на гидробионты ..................... 74
5.1 Изучение воздействия хлорида и сульфата натрия и солей тяжелых
металлов на культуру S. quadricauda (Turp.) ...................................................... 74
5.2 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия и
солей тяжелых металлов на физиологические показатели D.magna Str. ......... 77
4
5.3 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата натрия и
солей тяжелых металлов на трофичекую активность D. magna Str.................. 89
Глава 6. Воздействие солей тяжелых металлов и электромагнитного излучения
на гидробионты ......................................................................................................... 93
6.1 Изучение воздействия солей тяжелых металлов и электромагнитного
излучения на культуру S. quadricauda (Turp.)..................................................... 93
6.2 Изучение воздействия солей тяжелых металлов и электромагнитного
излучения на трофическую активность D. magna Str. ....................................... 97
Выводы ..................................................................................................................... 102
Список литературы ................................................................................................. 104
Приложение ............................................................................................................. 127
5
ПЕРЕЧЕНЬ СОКРАЩЕНИЙ
КВЧ
крайне высокая частота
ПДК
предельно-допустимая концентрация вещества
ПДКвр
предельно-допустимая концентрация вещества в водных объектах
рыбохозяйственного значения
ППЭ
плотность потока энергии
СГТУ
Саратовский государственный технический университет
ТМ
тяжелые металлы
ФС
фотосистема
ЭМИ
электромагнитное излучение
6
ВВЕДЕНИЕ
Актуальность исследования. Загрязнение водной среды, наряду с
дефицитом пресной воды, является глобальной экологической проблемой
(Моисеенко, 2003; Флерова, 2004; Atli, Canli, 2007). В водоемах увеличивается
содержание веществ антропогенного происхождения, токсичность которых для
большинства водных организмов проявляется уже в малых концентрациях
(Флерова, 2004; Моисеенко, 2006). Наибольшую экологическую опасность
представляют тяжелые металлы (ТМ). Установлено, что даже эссенциальные
металлы, такие как медь, никель, цинк, кобальт при накоплении в водной среде
являются потенциальной угрозой для живых систем (Mason, Jenkins, 1995;
Dethloff et al., 1999; Yang, Chen, 2003; Atli, Canli, 2007). Известно, что они
способны нарушать целостность физиологических и биохимических процессов,
вызывать серьезные изменения в метаболических реакциях у гидробионтов
(Hogstrand et al., 1999; Basha, Rani, 2003; Atli, Canli, 2010).
Не менее значимой экологической проблемой для пресных водоемов
является засоление, в частности, увеличение содержания хлоридов и сульфатов
натрия, калия и кальция. Засоление может быть обусловлено иссушением
водоемов, вымыванием солей из почв, сбросом сточных вод промышленных
предприятий, содержащих минеральные соли (Sanchez et al., 2005; Polunin,
2008).
Соленость
является
серьезным
экологическим
стрессом
для
гидробионтов, который приводит к утрате биоразнообразия пресноводных
экологических сообществ (Yeo, 1998; Rogers, McCarty, 2000).
В литературных источниках имеется мало данных о взаимном влиянии
засоления водоемов и загрязнения ТМ на функционирование водных
организмов. Известно, что соленость изменяет способность гидробионтов
усваивать ТМ, воздействует на форму и физико-химические свойства
соединений металлов, и как следствие, влияет на их биодоступность. (Клерман
и др., 2004; Loretz, 1995; Bianchini et al. 2002; Marshall, Grosell, 2005; Blanchard,
Grosell, 2006; Monserrat et al. 2007; Leblebici et al., 2011).
7
Основой пищевых цепей в пресных водоемах является фито- и
зоопланктон. Фитопланктон продуцирует кислород, питательные вещества,
преобразует солнечную энергию в форму, доступную для организмов более
высоких трофических уровней. (Sabater, Carrasco, 2001). Зоопланктон является
для них источником питания, участвует в самоочищение водоемов (Садчиков,
2007, 2013).
Повышение содержания ТМ и увеличение солености в пресноводных
экосистемах – это важные факторы, влияющие на жизнеспособность фито- и
зоопланктона, определяющих продуктивность водоемов (Lin, Lee, 2005; Choi,
An, 2008). В связи с этим актуальной задачей факториальной экологии является
определение пределов толерантности водных организмов к воздействию ТМ в
условиях хлоридного и сульфатного засоления водоемов.
Известно, что электромагнитное излучение крайне высокой частоты
(ЭМИ КВЧ), в частности 65 ГГц, низкой интенсивности способно повышать
адаптационные способности биосистем различного уровня организации к
техногенной нагрузке (Зотова, 2007; Карагайчева и др., 2010; Карагайчева,
2012), поэтому научный и практический интерес представляет изучение
эффектов воздействия КВЧ-излучения на гидробионты в условиях загрязнения
ТМ.
Цель и задачи исследования. Оценить жизнеспособность представителей
пресноводного фито- и зоопланктона при загрязнении водной среды ионами
Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+ в условиях солевого стресса и изучить воздействие на них
ЭМИ 65 ГГц низкой интенсивности.
Для достижения поставленной цели решались задачи:
- изучить влияние водорастворимых солей кобальта, никеля, цинка и меди в
концентрациях ниже и выше ПДКвр на фотосинтетическую активность
микроводорослей Scenedesmus quadricauda, на выживаемость, рождаемость и
трофическую активность рачков Daphnia magna;
8
- исследовать указанные показатели жизнеспособности гидробионтов S.
quadricauda и D. magnа под действием 0,05−0,25% водных растворов хлорида
натрия и сульфата натрия;
- оценить воздействие ионов ТМ в условиях солевого загрязнения водной среды
на показатели жизнеспособности данных культур;
- изучить эффекты комбинированного воздействия ЭМИ 65 ГГц низкой
интенсивности и солей ТМ на фотосинтетическую активность S. quadricauda и
трофическую активность D. magna.
Научная
новизна.
Впервые
исследовано
изолированное
и
комбинированное воздействие водорастворимых солей ТМ (меди, кобальта,
никеля, цинка) в диапазоне концентраций 0,0001−1,0 мг/л и солей натрия
(0,5−2,5 г/л) на представителей фито- и зоопланктона. Установлено, что ионы
Cu2+,
Zn2+,
Co2+
и
Ni2+
в
концентрациях
ниже
ПДКвр
угнетают
фотосинтетическую активность одноклеточных водорослей S. quadricauda, не
влияют на выживаемость D. magna, но снижают их рождаемость и
трофическую активность. Выявлено ингибирующее действие ионов металлов в
концентрациях
0,0001
мг/л
на
фотосинтетическую
активность
микроводорослей. Определены пределы толерантности D. magna к содержанию
в воде хлорида и сульфата натрия. Отмечены устойчивость микроводорослей к
засолению (5 г/л NaCl, Na2SO4) и увеличение трофической активности дафний в
солоноватой воде (2,5 г/л NaCl, Na2SO4). Установлено усиление токсического
воздействия ТМ на микроводоросли в условиях засоления. При совместном
воздействии ТМ в малых концентрациях (0,0001 мг/л) и засоления (2,5 г/л NaCl,
Na2SO4) на дафний установлено снижение их рождаемости в 1,5−3 раза.
Показан положительный эффект воздействия ЭМИ КВЧ с частотой 65 ГГц
(ППЭ 120 мкВт/ мин·см2) на жизнеспособность представителей фито- и
зоопланктона в чистой воде и в средах с содержанием ионов ТМ менее 0,01
мг/л.
Научно-практическая
значимость
работы.
Полученные
результаты
расширяют представления о функционировании фито- и зоопланктона в средах,
9
одновременно засоленных и загрязненных ТМ. Установлено, что в условиях
хлоридного и сульфатного засоления (2,5 г/л) и загрязнения водной среды ТМ
(Cu2+, Zn2+, Co2+ и Ni2+ в концентрациях 0,0001 мг/л и выше) происходит
значительное снижение фотосинтетической активности микроводорослей и
рождаемости дафний, увеличение трофической активности последних, что
может
привести
к
общему
снижению
численности
фитопланктона
и
зоопланктона. Установлены ограничения метода определения токсичности
среды по трофической активности D. magna: присутствие в водной среде
сульфата или хлорида натрия (0,5−2,5 г/л) не позволяет оценить токсичность
среды, содержащей Zn2+, Co2+ и Ni2+ (0,0001−1,0 мг/л). Показана возможность
применения ЭМИ с частотой 65 ГГц и ППЭ 120 мкВт/ мин·см2 для повышения
жизнеспособности представителей фито- и зоопланктона, что может быть
использовано в пастбищной аквакультуре и в технологиях ремедиации пресных
водоемов.
Результаты работы используются в курсе лекций и в лабораторном
практикуме по дисциплинам «Экологический мониторинг», «Биоиндикация и
биотестирование» в Саратовском государственном техническом университете
(СГТУ) имени Гагарина Ю.А.
Реализация и внедрение результатов работы. Исследования проводились
в соответствии с планами НИР СГТУ по направлению 14В.02 «Оценка риска
техногенных
воздействий
на
живые
системы
и
разработка
методов
реабилитации природных сред от химических загрязнений» (2010−2012 гг.), в
рамках государственного задания Минобрнауки РФ «Обеспечение проведения
научных исследований» (2014 г.).
Апробация
докладывались
работы.
на
Основные
научных
результаты
конференциях:
и
положения
Всероссийской
работы
научно-
практической конференции с международным участием «Экологические
проблемы промышленных городов» (Саратов, 2009); XIV и XV международных
экологических конференциях «Экология России и сопредельных территорий»
(Новосибирск, 2009, 2010); Международной научно-практической конференции
10
«Вавиловские чтения-2009» (Саратов, 2009); XIV Пущинской международной
школы-конференции молодых ученых «Биология – наука XXI века» (Пущино,
2010); на I и III Всероссийском
научно-практическом форуме «Экология:
синтез естественно-научного, технического и гуманитарного знания» (Саратов,
2010, 2012);
III, IV Всероссийском с международным участием конгрессе
студентов и аспирантов-биологов «Симбиоз-Россия» (Нижний Новгород, 2010,
Воронеж,
2011);
«Техногенная
и
Международных
I
Всероссийской
природная
научно-практической
безопасность»
научно-практических
(Саратов,
конференциях
конференции
2011);
«Экология
VI
VII
речных
бассейнов» (Владимир, 2011, 2013); Всероссийской научно-практической
конференции-выставки экологических проектов с международным участием
«Бизнес. Наука. Экология родного края: проблемы и пути их решения» (Киров,
2013); XV Международном научно-промышленном форуме «Великие реки2013 (экологическая, гидрометеорологическая, энергетическая безопасность)»
(Нижний Новгород, 2013); Международной научно-практической конференции
«Экология и защита окружающей среды» (Минск, 2014).
Публикации. По теме диссертации опубликовано 17 работ, из них 3 в
изданиях, рекомендованных перечнем ВАК РФ.
Декларация личного участия. Диссертантом выполнен весь объем
экспериментальной работы, проведены обработка и анализ результатов,
сформулированы положения, выносимые на защиту и выводы. В совместных
работах доля участия автора составила 60−70%.
Объем и структура диссертации. Диссертация состоит из введения, 6
глав, выводов и приложений. Работа изложена на 126 страницах, содержит 17
рисунков, 20 таблиц и список использованной литературы, включающий 222
источника отечественных и зарубежных авторов.
Основные положения, выносимые на защиту:
1.
Фотосинтетическая активность микроводорослей S. quadricauda,
рождаемость и трофическая активность беспозвоночных D. magna снижается в
11
водных средах с ионами Cu2+, Zn2+, Co2+ и Ni2+ в концентрациях ниже ПДКвр
(0,0001−0,01 мг/л).
2.
Продолжительность жизни и рождаемость D. magna снижается, их
трофическая активность увеличивается в водных средах с хлоридной и
сульфатной минерализацией (0,5–2,5 г/л). Клетки S. quadricauda устойчивы к
повышению содержания в водной среде сульфата и хлорида натрия до 5 г/л.
3.
В условиях хлоридного или сульфатного засоления (0,5−2,5 г/л)
негативное воздействие ионов Cu2+, Zn2+, Co2+ и Ni2+ (0,0001−1 мг/л) на
фотосинтетическую активность S. quadricauda и рождаемость D. magna
возрастает, ингибирующее воздействие Zn2+, Co2+ и Ni2+ (до 1 мг/л) на
трофическую активность дафний не проявляется.
4.
Под влиянием ЭМИ КВЧ с частотой 65 ГГц у S. quadricauda и D.
magna повышается устойчивость к токсическому действию Cu2+, Zn2+, Co2+ и
Ni2+ в концентрациях 0,0001−0,01 мг/л.
12
Глава 1. АНТРОПОГЕННОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПРЕСНЫХ ВОДОЕМОВ И
ИХ БИОПРОДУКТИВНОСТЬ (обзор литературы)
В настоящее время загрязнение водной среды приобретает глобальной
характер. Это особенно опасно в условиях вероятного нарастания дефицита
пресной воды во многих регионах и странах мира. По данным ООН около
одного миллиарда человек живет в условиях постоянного дефицита пресной
воды, к 2050 году их количество достигнет 6,3 млрд. человек (The fourth edition
of the World Water Development Report (WWDR4)).
Территория России – один из наиболее богатых водными ресурсами
регионов мира. По запасам на Россию приходится свыше 4000 км3
возобновляемых водных ресурсов (Государственный доклад «О состоянии и
использовании водных ресурсов Российской Федерации…, 2012, 2013). Однако
рост техногенной нагрузки приводит к загрязнению водоемов и истощению
запасов пресной воды.
В настоящее время все больше внимания уделяется появлению в
водоемах веществ антропогенного происхождения, токсичных для большинства
водных организмов уже в малых концентрациях (Бучельников и др, 2012; Atli,
Canli, 2010).
По объему загрязнения, потенциальной биологической и экологической
опасности наибольшую важность представляют ТМ. Другой проблемой для
пресных водоемов является засоление, связанное с иссушением водоемов,
вымыванием солей из почв, сбросом сточных вод промышленных предприятий
содержащих минеральные соли.
Антропогенное химическое воздействие на пресные водоемы негативно
влияет на их биопродуктивность, что выражается в снижении интенсивности
биологического самоочищения, уменьшении рыбных запасов и видового
разнообразия.
13
1.1 Тяжелые металлы в пресноводных экосистемах: пути поступления и
биотрансформация
К группе ТМ, загрязняющих водные экосистемы, относятся химические
элементы с атомной массой выше 56 у.е. (Пилипенко, 1977). Их объединяет ряд
свойств, проявляющихся по отношению к живым организмам − пути
поступления в организм, токсичность, кумулятивные свойства, период
полувыведения из организма, накопление в пищевой цепи.
Естественными источниками поступления ТМ в водные экосистемы
являются вулканическое извержение, растворение минералов и пород в почве в
результате выпадения кислотных дождей. В качестве основных промышленных
источников выделяют предприятия горнодобывающей и металлургической
промышленности, тепловые электростанции, предприятия по переработке
нефти, строительную промышленность и транспорт (Небольсин и др., 2004).
Известно, что количество меди, поступающей в водную среду из
естественных источников, составляет 250–575 тыс. т/год, из антропогенных –
4460 тыс. т/год, количество никеля, поступающего из естественных источников,
– 160 тыс. т/год, из антропогенных – 3,7 тыс. т/год (Филенко,1987). По данным
(Грановский, Неменко, 1990) концентрация цинка в почве может достигать 400
мг/кг при фоновом содержании от 30 до 220 мг/кг.
Соединения ТМ, поступивших в водную среду, немедленно вовлекаются
в
цепь
разнообразных
перемещений
и
превращений
под
влиянием
многочисленных факторов. При этом происходят процессы физические
(механическое
перемешивание,
осаждение,
адсорбция
и
десорбция),
химические (диссоциация, гидролиз, комплексообразование, окислительновосстановительные
организмами,
метаболитов),
реакции),
разрушение
и
геологические
биологические
превращение
(захоронение
(поглощение
с
участием
в
донных
живыми
ферментов
и
осадках
и
породообразование) (Нахшина, 1985; Филенко, 1987; Леменовский, 1997).
14
Большое значение для превращения соединений ТМ в природных водах
имеют их свойства: растворимость в воде, способность распределяться между
твердой и жидкой фазами, между полярными и неполярными растворителями,
константа диссоциации, способность к комплексообразованию, скорость
разрушения, гидролиза и фотолиза, летучесть (Линник, Набиванец, 1986;
Богдановский, 1994; Линник и др., 2006).
В природных водах металлы могут находиться в виде гидратированных
ионов, неорганических и органических соединений и комплексов (Линник,
Набиванец,1986; Манихин, Никаноров, 2001).
В результате связывания и осаждения концентрация большинства
металлов быстро снижается с удалением от источника загрязнения. В пресных
водах уже в сотнях метров от источника поступления существенно убывает
концентрация свинца, цинка, хрома, кадмия, дальше переносятся никель, медь,
кобальт (Мур, Рамамурти, 1987; Майстренко и др., 1996).
Основная часть связанного вещества переходит в донные осадки, в
результате чего донные грунты часто содержат необычайно высокие уровни
загрязняющих веществ (Моисеенко, 2009). В донных осадках металлы
содержатся в виде карбонатов, сульфидов и в связанном с органическими
остатками состоянии. При подкислении среды, при недостатке кислорода и при
появлении
растворенных
комплексообразователей
происходит
переход
металлов из осадков в воду. Взмучивание и изменение комплексообразующей
емкости водной среды при естественном изменении условий приводят к
изменению концентрации катионов в воде. Все это служит причиной
повышения концентрации металлов в воде водоемов в период паводков и
дождей (Линник, Набиванец, 1986; Будников и др., 1996; Давыдова, Тагасова,
2002)
Эти превращения влияют на поступление ТМ в водные организмы.
Повышенные концентрации вещества, способного связывать ионы ТМ, а также
повышение
прочности
этих
связей
снижают
биодоступность
или
15
физиологическую доступность токсиканта для гидробионтов
(Roesijadi,
Robinson, 1994).
В работе (Филенко, 1987) описано влияние факторов окружающей среды
на состояние ТМ в воде. Повышение температуры, снижение концентрации
кислорода и жесткости сопутствует повышению растворимости вещества в
воде;
повышение
концентрации
комплексообразователей
повышает
растворимость, повышение содержания взвесей в воде снижает растворимость
неорганических веществ.
Наряду с изменениями вещества под влиянием факторов абиогенной
природы, проходят важные превращения, связанные с присутствием живых
организмов. Подобные процессы могут происходить в организме и вне его за
счет влияния экзометаболитов и различных ферментных систем (Бингам и др.,
1993; Попов, Беззапонная, 2004; Моисеенко, 2006). Именно они определяют
самоочистительную активность природных вод. Основную роль в биогенном
превращении играют микроорганизмы, населяющие водную среду и донные
осадки, а также водные макроорганизмы. При участии микроорганизмов в
окружающей
среде
может
происходить окислительно-восстановительное
превращение кобальта, хрома, мышьяка (Хайнасова и др., 2009). При этом
аэробные микроорганизмы обеспечивают процессы окисления, а анаэробные –
процессы восстановления. Восстановленные условия создаются в основном в
глубине донного грунта. В толще воды восстановление может происходить в
условиях длительного и глубокого дефицита кислорода.
В превращениях металлов при участии гидробионтов особое место
занимает их метилирование. Это неферментативный процесс, проходящий с
участием метилкобаламина. Полагают, что происходит метилирование олова,
кобальта, селена, хрома, меди, кадмия, но не никеля, цинка, алюминия (Мецлер,
1990; Богдановкий, 1994).
Таким образом, преобразование соединений ТМ в водных средах
происходит как под воздействием факторов абиотической природы, так и
благодаря процессам жизнедеятельности водных организмов.
16
1.2 Влияние некоторых тяжелых металлов на гидробионты
Кобальт, никель, медь, цинк в микроколичествах (мгк/кг, нг/кг) являются
жизненно необходимыми для организма. Они участвуют в процессах роста,
развития и репродукции (Алексеев, 1987; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Сает
и др., 1990; Ильин, 1991, 1994; Майстренко и др., 1996; Ильин, Сысо, 2001). Эти
металлы входят в состав ферментов, в частности, Zn − карбоангидраз, Cu −
полифенолоксидаз, Со − витамина В12, Ni − уреаз, гидрогеназ (Мосс, 1970;
Досон и др., 1991). Все они существенным образом влияют на метаболические
процессы в организме растений и животных. Но индивидуальная потребность в
эссенциальных металлах невелика, в концентрациях, превышающих предельно
допустимые, они становятся биологически опасными (Ершов, Плетенева, 1989;
Курляндский, Филов, 2002; Vahrenkamp, 1979; Friberg et al., 1979).
Основными мишенями для ионов ТМ являются гемосодержащие белки и
ферменты, участвующие в процессах детоксикации ксенобиотиков; ферменты
систем свободнорадикального и пероксидного окисления белков и липидов;
систем
андиоксидантной
и
антипероксидантной
защиты;
транспорта
электронов и синтеза АТФ (Райс, Гуляева, 2003; Куценко, 2004). Ионы ТМ
легко соединяются с биомолекулами через N-, S-, O-атомы лигандов. Медь,
кобальт, никель реагируют с аминогруппами (Давыдова, Тагасов, 2002).
Гидробионты разных трофических уровней могут аккумулировать в
своем организме металлы (Бондарев, 1984; Будников, 1998; Глазунова, 2007;
Голованова, 2008). В организм бактерий, водных растений и животных металлы
поступают непосредственно из воды и донных отложений (Линник, Щербань,
1999;
Григорьев
и
др.,
2005;
Галатова,
2007;
Медянкина,
2007).
Преимущественно это водорастворимые формы, которые легко усваиваются.
Пищевой путь накопления веществ гидробионтами является основным
для большинства веществ при их присутствии в малых концентрациях
(Белоногов, 1999; Шашкова, 2005; Галатова, 2007; Маторин, 2009). При
повышенных
концентрациях
пищевой
путь
остается
основным
для
17
гидрофобных агентов. По данным (Тюкавкина, Бауков, 1991) взвешенные
вещества поступают в организм простейших и многоклеточных представителей
водной фауны преимущественно через органы питания.
В организм многоклеточных животных растворенные вещества попадают
через поверхность тела и жабры, в одноклеточные и растительные организмы
через поверхность клеток. Препятствием для поглощения через поверхность
тела служат чешуя рыб, раковины и панцири беспозвоночных (Филенко, 2007).
В работе (Горюнова и др., 1996) описано совместное накопление цинка и
кобальта водорослями S. quadricauda. Дафнии способны накапливать вещества
особенно активно через поверхность антенн (Лузгин, 1983). Известны
литературные данные по накоплению ТМ в тканях рыб (Евтушенко, 1991;
Попов, 2002; Глазунова, 2007; Салтыкова, 2011).
Транспорт веществ через клеточные мембраны происходит путем
диффузии по градиенту концентрации, фильтрации через поры в мембранах,
путем пиноцитоза или через активный транспорт с участием переносчиков и с
затратой энергии (Тюкавкина, Бауков, 1991; Леменовский, 1997; Prasad, 1992;
Simkiss, Taylor, 1995; Hossain, 2002). Скорость проникновения через мембраны
ионов и заряженных молекул зависит от молекулярного объема. С его
увеличением скорость проникновения снижается. У грибов и бактерий
системой проникновения ионов меди, цинка, никеля, кобальта внутрь клетки
является система активного транспорта магния, а иногда марганца и кальция
(Багаева, 2013), мышьяк проникает в клетку через транспортную систему
фосфатов (Куценко, 2004).
Взаимовлияние металлов может служить причиной корреляции их
содержания в тканях гидробионтов. Так, например, (Голованова, 2005, 2008)
показана количественная связь содержания в моллюсках цинка и меди, меди и
серебра, кадмия и цинка. В крабах положительная корреляция отмечена для
содержания меди и цинка, кадмия и стронция (Демина, Галкин, 2009).
Подобная взаимосвязь отмечена у рыб для содержания меди и цинка, железа и
марганца (Бабкина и др., 2013).
18
Способность гидробионтов накапливать вещества может изменяться с
возрастом. В работе (Супрунович, Марков, 1990) отмечено, что личинки устриц
и молодые особи не могли накапливать цинк. Эта способность развивалась на
50-100-е сутки после перехода к оседлой жизни.
Таким образом, биодоступность вещества зависит от его химических
свойств, от химических свойств среды, присутствия взвешенного материала,
особенностей и состояния самого биологического объекта.
Попав в ткани гидробионтов, металлы немедленно связываются
эндогенными молекулами, образуя при этом комплексы с таурином, лизином,
N-метил-α-пиколиновой кислотой, что составляет подвижный, легкодоступный
резерв металлов (Крамаренко, 1989). При повышенном содержании металла в
тканях организма стимулируется синтез специфических полипептидов и
протеинов, которые способны связывать в большом количестве ионы металлов.
При увеличении концентрации металлов в организме происходит их фиксация
на неподвижных белковых образованиях в тканях паренхимы или внешних
покровов (Ярцева, Долганова, 2010). Цинк, медь, ртуть образуют в тканях
гидробионтов металлотионеиноподобные белковые комплексы (Крамаренко,
1989; Слесарев, 2005). Накопление металлов в составе таких белков может
достигать высоких уровней.
Выведение остатков поглощенных организмом и превращенных в
процессе детоксикации чужеродных соединений происходит через печень,
почки или заменяющие их органы, через поверхность клеток и тела, через
органы дыхания, с половыми продуктами и слизью (Калетина, 2007).
Выведение цинка у морских ракообразных происходит через жабры и почки
(Сергеев, 1990).
Токсичность ТМ для планктона определяется тем, что планктонные
организмы (особенно фильтраторы) концентрируют металлы, которые ввиду
своей неразложимости сохраняются в живых тканях неограниченное время,
способствуют гибели планктона, а с отмершим планктоном оседают в донных
19
отложениях. Металлы аккумулируются организмами и передаются по пищевым
цепям (Зилов, 2008; Kalay, Canli, 2000; Heijerick et al., 2005; Fan et al., 2009).
Гидробионты реагируют на токсиканты по-разному, в зависимости от
видовой
принадлежности,
возраста,
пола,
функционального
состояния,
численности популяции, содержания кислорода в воде и многих других
факторов (Лесников, 1971; Брагинский и др., 1987; Григорьев и др., 2005;
Григорьев, Шашкова, 2006). При токсических воздействиях ТМ на водные
организмы происходит нарушение деятельности нервной, пищеварительной,
дыхательной систем у животных, и фотосинтеза – у растений (Куценко, 2004;
Trautmann et al, 2001).
Токсические
эффекты,
вызванные
на
низших
уровнях,
обычно
нивелируются на более высоких и поэтому не всегда обнаруживаются в
видимых реакциях гидробионтов, хотя они могут играть очень существенную
роль в процессах наследования генетических признаков и воспроизводства
потомства в более отдаленный период.
У водных растений (микро-, макроводорослей и макрофитов) наиболее
показательной реакцией на токсическое воздействие является снижение
интенсивности или полное прекращение фотосинтеза (Маторин, Венедиктов,
1990; Плеханов и др., 1990; Маторин, 2000; Власова, 2005; Маторин и др., 2007;
Прохоцкая и др., 2007). К содержанию меди в воде высокую чувствительность
проявляют водоросли многих таксономических групп. Известно, что ионы меди
влияют на инактивацию реакционных центров фотосистемы II у Chlorella
vulgaris. При концентрации ионов меди 5−100 мкг/л на свету происходит
фотоингибирование ФС II, в темноте идет снижение активности ФС II при
концентрации меди более 50 мкг/л (Полынов и др., 1993). В работе (Плеханов,
Чемерис, 2003) исследованы ранние процессы развития токсического действия
цинка, кобальта в концентрациях 0,01–100 мМ на фотосинтетическую
активность клеток Chlorella pyrenoidosa.
Учитывая
чувствительность
сине-зеленых
водорослей
к
меди,
неоднократно проводились исследования с целью применения ее соединений
20
(преимущественно CuSO4) для борьбы с «цветением» воды (Федоров,
Даллакян, 1986; Плеханов и др., 1990). Обнаружено, что медь в концентрации
50 мкг/л и выше угнетает фотосинтез или вызывает гибель клеток водорослей,
но постепенно фотосинтез восстанавливается до исходного уровня, и опять
начинается массовое развитие водорослей (Алиев и др., 2008).
У животных (беспозвоночные, рыбы, высшие водные позвоночные)
острое отравление чаще всего заканчивается смертью организма, тогда как при
хроническом
отравлении
возникают
разного
рода
нарушения
жизнедеятельности (Биргер и др., 1979; Кенжегалиев и др., 2002; Глазунова,
2007; Голованова, 2008; Bossuyt, Janssen, 2004; Cempel, 2006; De Schamphelaere
et al., 2008).
Известны
многочисленные
исследования
токсичного
воздействия
металлов на рыб (Wong, Wong, 2000; Sanchez et al., 2005; Blanchard, Grosell,
2006; Monserrat et al., 2007; Atli, Canli, 2011). В целом, отмечены более высокая
токсичность металлов для рыб, чем для теплокровных животных и синергизм
воздействия металлов (Dirilgen, Dogan, 2002). У молоди рыб отмечено
снижение амилолитической активности в кишечнике при действии ионов меди
и цинка в диапазоне концентраций 0,1−25 мг/л (Голованова, 2011).
1.3 Экотоксикологическая характеристика Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+
Изучаемые в данной работе металлы медь (М = 63,55 г/моль), никель (М
= 58,69 г/моль), цинк (М = 65,39 г/моль), кобальт (М = 58,93 г/моль), являются
типичными представителями группы ТМ.
1.3.1 Кобальт
В водоемы соединения кобальта попадают со сточными водами
металлообрабатывающих, химических, металлургических заводов, в результате
процессов выщелачивания их из руд. Некоторое количество кобальта поступает
в результате вымывания из почв его подвижных форм.
21
В поверхностных водах наиболее часто встречаются CoF2, CoF3, CoCl2,
CoBr2, CoI2, а также СоСО3, Co(NО3)2·6H2О и CoSО4·7H2О (Моисеенко и др.,
2005; Моисеенко, Гашкина, 2005; Моисеенко, 2006, 2008, 2009).
ПДК Co2+ в водах рыбохозяйственного значения – 0,01 мг/дм3, ПДК в
воде объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования
– 0,1 мг/дм3 (приказ Федерального агентства по рыболовству от 18.01.10; ГН
2.1.5.1315-03).
Кобальт является эссенциальным микроэлементом для всех организмов.
Он входит в состав витамина В12, который необходим для реакции
метилирования, фиксации азота в сине-зеленых водорослях (Бингам и др.,
1993). В организме животных кобальт активирует ионизацию и резорбцию
железа, влияет на процесс образования эритроцитов, активирует синтез белков,
способствует их накоплению в органах и тканях и ассимиляции азота, влияет на
углеводный обмен, активизирует костную и кишечную фосфатазы, каталазу,
карбоксилазу, пептидазы, угнетает цитохромоксидазу и синтез тироксина
(Бондарев, 1984). По данным (Пономарев и др., 2010; Кончиц и др., 2010)
введение солей кобальта в кормовые смеси рыб способствовало увеличению
биомассы годовиков почти на 20, у молоди карпа на 15, а у двухлетних карпов
– на 22%.
Кобальт влияет на обмен и биологическое действие кальция и фосфора.
При дефиците кобальта в воде снижается их утилизация моллюсками и
другими водными животными (Кенжегалиев и др., 2002; Киричук, 2002). В то
же время Co2+ снижает активность сукцинатегидрогеназы и цитохромоксидазы
(Кудрин и др., 2000).
Роль гидробионтов в круговороте кобальта довольно значительна.
Например, в фитопланктоне рыбоводных прудов на 1 кг сухой массы
приходится 30 мг кобальта (Брукс, 1982). В организме беспозвоночных его
содержание значительно выше, чем в воде, что свидетельствует о его
аккумуляции в биологических жидкостях и тканях (Биргер, 1979; Голованова,
2008). Значительное количество кобальта накапливают олигохеты и личинки
22
хирономид (Алимов, 1989). По данным (Филенко, 1987), содержание кобальта в
крови осетровых рыб неодинаковое: у осетра оно составляет 2,66, у севрюги –
2,29, у белуги – 1,53 мг/кг сухой массы. В мышцах этих рыб его уровень
колеблется в пределах 1,06−1,6 мг/кг.
С другой стороны, избыток кобальта обладает токсическим действием.
Кобальт снижает способность воспроизводства дафний в концентрации 0,01
мг/л, он аккумулируется из воды тканями водных организмов и обнаружен в
теле речных моллюсков в количестве 0,3 мг/кг и речных рыб 0,09 мг/кг массы.
Кобальт в концентрации 5 мг/л тормозит процессы самоочищения водоемов
(Горюнова и др., 1996; Плеханов и др., 2003). Хлорид кобальта в концентрации
0,9 мг/л (по металлу) снижает БПК разведенных сточных вод на 5%, в
концентрациях 5-10 мг/л тормозит БПК сточных вод, их аммонификацию и
нитрификацию. Хлорид кобальта в концентрации 64 мг/л снижает БПК
разведенных сточных вод на 50%. Летальные концентрации кобальта (II) для
линя составляют 150 мг/л, для карпа – 125 мг/л, для радужной форели – 35 мг/л,
для бокоплава – 8 мг/л, для корюшки и карася – 10 мг/л. ЛК50 составляет для
дафний – 1,32 мг/л, для циклопов – 15,5 мг/л (Моисеенко, 1999, 2006, 2008).
1.3.2 Никель
В поверхностных водах соединения никеля находятся в растворенном,
взвешенном и коллоидном состоянии, количественное соотношение между
которыми зависит от состава воды, температуры и значений рН. Наиболее
распространены в природных водах соединения никеля, в которых он
находится в степени окисления +2, ионы Ni3+ образуются обычно в щелочной
среде (Моисеенко и др., 2005; Моисеенко, Гашкина, 2005; Моисеенко, 2006,
2008, 2009).
Присутствие Ni2+ в природных водах обусловлено составом пород, через
которые проходит вода: он обнаруживается в местах месторождений
сульфидных медно-никелевых руд и железо-никелевых руд. В воду попадает из
почв и из растительных и животных организмов при их распаде. Повышенное
23
по сравнению с другими типами водорослей содержание никеля обнаружено в
сине-зеленых водорослях (Брукс, 1982). Соединения никеля в водные объекты
поступают также со сточными водами цехов никелирования, заводов
синтетического каучука, никелевых обогатительных фабрик. Значительные
выбросы никеля сопровождают сжигание ископаемого топлива.
ПДК Ni2+ в водах рыбохозяйственного значения – 0,01 мг/дм3, ПДК в
воде хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования – 0,02
мг/дм3 (приказ Федерального агентства по рыболовству от 18.01.10, ГН
2.1.5.1315-03).
В реках России никель содержится в концентрациях 0,0008–0,0056 мг/л.
В источниках водоснабжения он обнаружен в количестве в среднем 0,0117 мг/л
(Государственный доклад «О состоянии и использовании водных ресурсов
Российской Федерации…, 2012, 2013).
Никель необходим для нормального роста организма. Этот элемент
обнаружен в уреазах, широко распространенных в растениях и найденных у
ряда микроорганизмов, однако его роль до конца не выяснена (Мосс, 1970;
Моисеенко, 2005).
При избыточном поступлении никеля в организм в течение длительного
времени отмечаются дистрофические изменения в паренхиматозных органах,
нарушения со стороны сердечно-сосудистой, нервной и пищеварительной
систем, изменения в кроветворении, углеводном и азотистом обменах,
нарушения
функции
щитовидной
железы
и
репродуктивной
функции
(Гильденскольд, 1992; Барышников, 1997; Филенко, 2007).
Нахождение в воде, загрязненной никелем в концентрациях, указанных
ниже, в течение 96 часов приводит к гибели следующих водных организмов:
комаров – 8,6 мг/л, гаммарид – 13,0 мг/л, моллюсков – 11,4 мг/л, щетинкового
червя – 14,1 мг/л, улиток – 14,3 мг/л. Токсическое действие никель оказывает на
гольяна в концентрации 0,38 мг/л, на бокоплава – 2,5 мг/л, на радужную форель
– 25,0 мг/л, на карпа – 45,0 мг/л. JIK50 для рыб – 0,002 мг/л, для дафний – 0,005
24
мг/л, для сине-зеленых водорослей – 0,01 мг/л (Моисеенко, 2006; Vandenbrouck
et. al, 2009).
1.3.3 Цинк
В
поверхностных
водах
суши
содержание
цинка
оценивается
несколькими микрограммами в 1 л воды (мкг/дм3). В воде цинк находится в
растворенной форме и в составе взвешенных частиц органического и
минерального происхождения. Среди минералов, в состав которых входит Zn2+,
наиболее распространены сфалерит (сульфид цинка) и смитсонит, содержащий
до 65% цинка (Моисеенко и др., 2005; Моисеенко, Гашкина, 2005; Моисеенко,
2006, 2008, 2009).
Значительное количество цинка поступает в водные объекты в результате
техногенного
загрязнения
(Бабкина
и
др.,
2013).
Важные
источники
поступления Zn2+ в водные объекты – рудниковые смывные воды и сточные
воды гальванических цехов, производств лаков и красок, химических средств
защиты
растений,
электростанций,
комбинатов
работающих
на
цветной
каменном
металлургии
угле.
Также
и
тепловых
источниками
поступления цинка в гидросферу являются океанические железо-магниевые
конкреции и донные осадки вулканического происхождения.
ПДК Zn2+ в водах рыбохозяйственного значения – 0,01 мг/дм3, ПДК в
воде хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования – 1
мг/дм3 (приказ Федерального агентства по рыболовству от 18.01.10, ГН
2.1.5.1315-03).
Цинк входит в состав 70 Zn-содержащих известных ферментов, включая
карбоангидразу, дегидрогеназы, щелочную фосфатазу, участвует в усвоении
силикатов, метаболизме нуклеиновых кислот и клеточном делении (Мосс, 1970;
Досон и др., 1991).
В водных растениях роль цинка определяется его влиянием на ключевые
реакции
фотосинтеза,
на
превращение
соединений,
содержащих
сульфгидрильные группы; необходим для синтеза нуклеиновых кислот и
25
белков; принимает участие в регуляции синтеза крахмала и в реакциях,
связанных с углеводным и фосфорным обменом у растений; входит в состав
карбоангидразы, которая катализирует реакцию дегидратации угольной
кислоты в организме водных животных; стимулирует активность кишечных
ферментов инвертазы, амилазы и пептидазы у рыб (Досон и др., 1991;
Голованова, 2005).
Известно (Моисеенко, 2009), что в личиночный период развития у рыб
резко возрастает потребность не только в макроэлементах, но и в
микроэлементах, в частности в цинке. Он в большем количестве необходим для
формирования костного скелета, плавников, чешуи. Как активатор щелочной
фосфатазы цинк участвует в синтезе и активации цинксодержащих ферментов,
обеспечивающих процессы тканевого дыхания, которые в период раннего
онтогенеза рыб протекают довольно интенсивно.
При увеличении концентрации цинка в воде до 0,1 мг/дм3 активируется
синтез РНК и ДНК в печени, кишечнике и мышцах рыб. Более высокие
концентрации угнетают их синтез (Голованова, 2008). Известно влияние цинка
на окислительно-восстановительные процессы, на связывание кислорода
тканями (Евтушенко и др., 1991). Цинк в больших концентрациях может
становиться токсичным, что проявляется в блокировании передачи нервных
импульсов,
торможении
подвижности
рыб
и
других
функциональных
нарушениях соматических органов. Токсичность действия растворенного в воде
цинка зависит как от его концентрации, так и от наличия других химических
элементов в воде. Так, в присутствии кадмия и меди в воде токсичность цинка
для рыб возрастает, и, наоборот, в воде, насыщенной кальцием и магнием,
токсическое действие проявляется при значительно более высокой его
концентрации (Голованова, 2011; Dirilgen, Dogan, 2002).
26
1.3.4 Медь
В природе медь встречается в свободном состоянии в виде самородков и
в составе минералов халькопирита CuFe2, халькозина Cu2S, малахита
CuCО3·Cu(OH)2, азурита CuCО3·2Cu(OH)2 и др.
В соединениях медь имеет степень окисления +1 и +2. Она легко
взаимодействует с галогенами, серой и селеном. Разная валентность ионов меди
(Cu+ и Cu2+) обусловливает наличие в природных водах ее легкорастворимых
(CuSО4) и труднорастворимых (Cu2О, Cu2S, CuCl2) форм (Моисеенко и др.,
2005; Моисеенко, Гашкина, 2005; Моисеенко, 2006, 2008, 2009).
Высокое содержание соединений меди в водных объектах обусловлено, в
основном, природными факторами (выщелачивание медьсодержащих почв и
горных пород). Так же медь поступает в природные воды в результате сброса
сточных вод предприятий химической, металлургической промышленности, с
шахтными водами, в результате коррозии медных трубопроводов и других
сооружений, используемых в системах водоснабжения, с медь-содержащими
реагентами для уничтожения водорослей.
ПДК Cu2+ в водах рыбохозяйственного значения – 0,001 мг/дм3, ПДК в
воде хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования – 1
мг/дм3 (приказ Федерального агентства по рыболовству от 18.01.10; ГН
2.1.5.1315-03).
Медь входит непосредственно в состав ряда ферментных систем,
относящихся
к
группе
оксидаз,
таких,
как
полифенолоксидаза,
аскорбатоксидаза, цитохромоксидаза. В этих ферментах медь соединена с
белком
через
осуществляют
SH-группы.
окисление
Полифенолоксидаза
фенолов
и
и
аскорбатоксидаза
аскорбиновой
кислоты,
а
цитохромоксидаза входит в состав дыхательной цепи митохондрий. Медь
активизирует ряд ферментов, в частности нитратредуктазу, а также протеазы
(Дмитриева и др., 2002).
В природных водах и источниках водоснабжения нашей, страны
содержится в небольших концентрациях, как правило, порядка 10-3 мг/л.
27
Следует отметить большие колебания в концентрациях меди в водоемах и
источниках водоснабжения – от 0,001 до 0,98 мг/л. Вблизи меднорудных
предприятий – до 100 мг/л (Государственный доклад «О состоянии и
использовании водных ресурсов Российской Федерации…, 2012, 2013).
В организме гидробионтов медь играет важную роль в метаболических
процессах. В организме рыб максимальное количество меди сосредоточено в
печени - органе, в котором наиболее интенсивно протекают биоэнергетические
и биосинтетические процессы. Так, тканевое содержание меди в печени леща
достигает в среднем 26–27, в мышцах – около 1,0, а у жереха – соответственно
50–53 и 0,3–0,6 мг на 1 кг сухой массы (Евтушенко и др., 1991). У осетровых
рыб концентрация меди в печени самая высокая по сравнению с другими
внутренними органами. Так, у осетра она составляет в печени 114, в крови –
41,1, а у севрюги – соответственно 191 и 9, 73 мг на 1 кг сухой массы
(Пономарев и др., 2010). БПК3 сточных вод снижается при концентрации меди
0,04 мг/л на 10%, при 0,05 мг/л – на 20%. БПК5 разведенных сточных вод
снижается при концентрации меди 0,001 мг/л на 7%, при 0,05 мг/л – на 24%,
при 0,1 мг/л – на 37%, при 0,5 мг/л – на 46%.
При концентрации меди 0,01 мг/л тормозятся процессы самоочищения
водоемов (Остроумова и др., 2007). При концентрации 0,4–0,5 мг/л медь
губительно действует на микрофлору и тормозит биологические процессы
очистки
сточных
вод,
задерживает
размножение
микроорганизмов,
аммонификацию и нитрификацию сточных вод; при концентрации меди 1,0
мг/л заметно тормозятся процессы аэробной очистки сточных вод активным
илом,
уменьшается
количество
окисленного
азота
в
сточных
водах,
задерживается образование активного ила (Бингам и др., 1993; Линник,
Щербань, 1999; Калетина, 2007).
28
1.4 Проблемы засоления пресных водоемов
Согласно общепринятой Венецианской системе 1958 года, все природные
воды по суммарному содержанию в них растворенных веществ (по солености)
подразделяются на пресные (соленость до 1,0 ‰), солоноватые (1,0–30 ‰),
соленые (30–40 ‰) и ультрагалинные (более 40 ‰). Пресные воды, в свою
очередь, подразделяются на гипогалинные (менее 0,5 ‰) и олигогалинные (0,5–
1,0 ‰), а солоноватые – на мезогалинные (1–18 ‰) и полигалинные (18–30 ‰).
Все природные воды содержат макрокомпоненты: катионы K+, Na+, Mg2+,
Ca2+ и анионы Cl-, SO42+, HCO3-, (CO32-) (Никаноров, 2001). Содержание
главных ионов и их количественные соотношения в пресных поверхностных
водах и атмосферных осадках изменяются в достаточно широких пределах в
зависимости от физико-географических особенностей местности (Hall, Burns,
2002; Schallenberg et al., 2003).
В
пресных
водах
концентрация
карбонат-ионов
наибольшая
по
сравнению с содержанием других ионов. Соотношение содержания главных
ионов в речной воде соответствует следующим рядам:
Катионы: Ca2+ > Na+> Mg2+ >K+>>…
Анионы: HCO3->SO42->Cl-> Br->>…
В отличие от морских вод, характеризующихся постоянством солевого
состава, пресные воды разных ландшафтных зон существенно отличаются по
составу основных ионов. В соответствии с классификацией (Алекин, 1948),
природные воды подразделяются по солевому составу на три класса:
гидрокарбонатные, сульфатные и хлоридные.
На большей части Европейского континента воды рек относятся
преимущественно к гидрокарбонатному классу. Для степных и полупустынных
зон характерен сульфатный класс. Еще меньше речных бассейнов, воды
которых относятся к хлоридному классу (Арустамов, 2003).
Одной из проблем пресных водоемов является увеличение солености вод
за счет поступления в них значительного количества растворимых солей. Это
29
преимущественно хлориды и сульфаты щелочных и щелочноземельных
металлов.
Содержание отдельных ионов в воде водоемов зависит от сезона года.
Например, ежегодно, в зимний период около 15 миллионов тонн хлорида
натрия выбрасывают на дороги, который в конечном итоге поступает со
стоками
в
близлежащие
ручьи,
пруды,
озера
и
реки.
Кроме
того,
промышленные, бытовые и сельскохозяйственные сбросы увеличивают
солевой сток, который попадает в пресноводные системы.
Основным источником хлоридов в пресных водах являются атмосферные
осадки. По данным (Государственный доклад «О состоянии и использовании
водных ресурсов Российской Федерации…, 2012, 2013; Обзор состояния и
загрязнения окружающей среды…2011, 2012, 2013) около 64% всех хлоридов
попадают в пресные воды России с атмосферными осадками. Приблизительно
29% Cl¯ попадает в водоемы в результате антропогенной деятельности, о чем
свидетельствуют следующие данные: в Москве-реке выше города концентрация
хлоридов колеблется в диапазоне 0,3–0,6 мМ, а ниже – в интервале 1,2–3,1 мМ.
Источником хлоридов являются также подземные отложения солей, которые
попадают в водоемы в результате вымывания из почв. Хлориды практически не
выводятся из воды, лишь частично поглощаясь живыми организмами.
Сульфаты попадают в водоемы в первую очередь из атмосферы, где
оказываются в результате жизнедеятельности организмов при разложении или
горении их остатков и с выбросами промышленных предприятий. Повышенное
содержание сульфатов в осадках и водоемах наблюдается вокруг крупных
городов и промышленных центров (Ильин, 1994). В (Государственный доклад
«О состоянии и использовании водных ресурсов Российской Федерации…,
2012, 2013; Обзор состояния и загрязнения окружающей среды…2011, 2012,
2013) отмечается, что приблизительно 63% SO42- попадает в водоемы с
атмосферными осадками, причем 40% попадает вследствие естественных
процессов на суше, 20% в результате деятельности человека, 3% приносится с
океанов ветром. Континентальный сток сульфатов формируется за счет
30
разложения органических остатков непосредственно в водоемах (в первую
очередь, в торфяных болотах), окисления сульфидов (отложений пирита FeS2 и
сульфида железа FeS, образовавшегося в зоне контакта железосодержащих вод
с сероводородом) и растворения подземных залежей гипса CaSO4 (Хлебович,
1974; Сает и др., 1990).
Сульфаты
частично
поглощаются
живыми
организмами,
которые
восстанавливают серу до степени окисления -2 и встраивают ее в структуру
белков. Сульфаты также могут восстановиться в донных отложениях до
сульфидов или сероводорода (Сает и др., 1990).
Соленость воды является определяющим фактором в приспособлении
водных организмов к условиям среды. В основе адаптационных механизмов
лежит регуляция концентрации ионов во внутриклеточной жидкости и ее
осмотического давления (Хлебович, 1974; Рыжков и др., 2009). Концентрация
неорганических ионов в водной среде может изменяться в очень широком
диапазоне (от нуля до величин, в сотни раз превышающих их внутриклеточный
уровень у гидробионтов). Это приводит к тому, что ионный градиент между
организмом и средой, в которой он находится, может быть высоким. Чем
больше разница между осмотической концентрацией в водной среде и в
организме,
тем
более
жесткому
влиянию
необходимо
противостоять
гидробионтам. При этом проблема адаптации состоит в регуляции не только
количественного, но и качественного различия в ионном составе клеток
организма и окружающей среды. То есть клетки должны препятствовать
выравниванию концентраций большого количества ионов между внутри- и
внеклеточной жидкостью, обеспечивая избирательность их поступления и
отдачи (Воробьев и др., 1973).
Поддержание осмотического давления цитоплазмы в условиях разной
солености водной среды осуществляется двумя механизмами: изменением
концентрации в цитоплазме органических осмотически активных веществ
(аминокислоты, мочевина, метиламины и другие соединения, синтезирующиеся
31
в организме) и изменением содержания в ней неорганических ионов (Воробьев
и др., 1973; Wang et al., 2001).
Оптимальные концентрации NaCl для пресноводных ракообразных могут
варьироваться от 0 до 2 ‰ (Jeppesen et al., 1994). Согласно (Horrigan et al.,
2005), NaCl в концентрации выше или ниже оптимальной, но все еще в
пределах допустимой, может играть роль стрессового фактора, способного
вызвать изменения в физиологии, морфологии, поведении организмов. При
повышении
солености
воды
у
беспозвоночных
может
возрастать
ферментативная активность глутаматдегидрогеназы – фермента, который
катализирует синтез глутаминовой и других аминокислот (Weider, Hebert,
1987). У мидий при повышении солености до 35 ‰ содержание азотистых
соединений в цитоплазме клеток возрастает в 5–6 раз, а неорганических
электролитов – в 1,1–1,2 раза. Клеточное осмотическое давление при этом
увеличивается
на
75%
(Сергеев,
1990).
Компенсаторное
возрастание
внутриклеточного давления, происходящее в основном за счет органических
веществ, рассматривают как важный фактор в приспособлении гидробионтов к
гипергалинной среде (Wang et al., 2001).
На примере макрофитов Iris hexagona обнаружено, что увеличение
солености ингибирует гормоны, регулирующие метаболические процессы, что
влияет на рост и размножение водных растений (Hasegawa et al., 2000; Wang et
al., 2001; Pathikonda et al, 2010).
Считается (Arner, Koivisto, 1993), что регулирование внутренней
солености под воздействием высоких или низких концентраций соли влечет за
собой увеличение частоты дыхания Daphnia magna, так как осмотическое
регулирование связано с повышением скорости обмена веществ.
Изменение солености водной среды оказывает значительное воздействие
на Daphnia magna: на продолжительность жизни (Casey et al., 2000), скорость
их роста (Arner, Koivisto, 1993; Hall, Burns, 2002), размер (Teschner, 1995),
количество потомства (Arner, Koivisto 1993; Teschner, 1995; Sarma et al., 2005;
Martinez-Jeronimo et al., 2005; Martinez-Jeronimo, Espinosa-Chavez, 2005). В
32
литературе недостаточно сведений о влиянии засоления на представителей
планктона.
1.5 Характеристика представителей фито- и зоопланктона пресных
водоемов
Пресноводный водоем – это целостная экосистема со сложными
взаимосвязями. В зависимости от количества элементов, входящих в состав
гидробиоценоза,
определяется
его
наполненность
и
сложность,
структурированность и упорядоченность. При всей многокомпонентности и
многофункциональности гидробиоценоза он функционирует как единая
система, подчиненная специфическим закономерностям (Шарова, 1999; Зилов,
2008).
Для водных организмов среда их обитания является одновременно и их
внутренней средой, из которой они получают кислород, биогенные элементы и
куда выделяют продукты жизнедеятельности (экзометаболиты). Между
организмом и растворенными в воде веществами постоянно осуществляется
метаболическая связь (Филенко, Михеев, 2007; Зилов, 2008). Как сложная
биологическая система гидробиоценоз объединяет представителей различных
систематических
групп
растений,
животных
и
микроорганизмов,
взаимосвязанных между собой и с окружающей водной средой.
В зависимости от преобладающего местообитания биота водных
экосистем
подразделяется
на:
планктон,
нектон,
бентос,
перифитон,
пелагобентос, нейстон и плейстон (Зилов, 2008).
Совокупность
организмов,
населяющих
толщу
вод,
называется
планктоном. В состав планктона входят микроводоросли, бактерии, коловратки
и другие организмы, которые не могут противодействовать переносу их водой
из-за отсутствия или недоразвития органов движения (Dodds, 2002).
По систематическому признаку планктон подразделяют на фитопланктон,
бактериопланктон и зоопланктон.
33
Фитопланктон представлен водорослями разных систематических групп.
Основными
представителями
диатомовые,
сине-зеленые
фитопланктона
и
существенным
пресноводного
зеленые
фитопланктона
водоросли.
образом
влияет
На
являются
формирование
гидрологический
и
гидрохимический режим водных объектов, освещенность воды и другие
факторы (Садчиков, 2007).
Зеленые водоросли входят в состав многих водных фитоценозов. При
умеренном развитии они играют важную роль в процессах их самоочищения
(Goswami, 2004). Они являются источником первичной продукции и
растворенного кислорода (Falkowskiet al., 2004). При массовом развитии
некоторых зеленых водорослей в водоемах и водотоках их биомасса может
резко ухудшать качество воды, препятствовать нормальному течению воды в
каналах и других системах ее транспортирования. Так, нитчатыми зелеными
водорослями обрастают погруженные в воду твердые предметы, стебли высших
водных растений и т.п. (Карташева и др., 2006).
Организмы фитопланктона, например Scenedesmus quadricauda, Chlorella
vulgaris, являются индикаторами качества воды при экологической оценке,
используются в искусственно созданных системах биологической очистки
сточных вод и в качестве перспективного источника получения биологически
активных веществ (Плеханов, Чемерис, 1990; Горюнова и др., 1996; Рубин,
2005; Григорьев и др., 2009; Садчиков, 2013).
Зоопланктон – совокупность водных беспозвоночных животных, которые
населяют толщу вод. Это простейшие, кишечнополостные, ветвистоусые и
веслоногие
ракообразные,
коловратки,
велигеры
(личинки)
моллюсков,
личинки креветок и др. (Садчиков, 2007). Среди них есть организмы,
способные к активному перемещению в воде. Так, представители ветвистоусых
ракообразных дафнии перемещаются прыжками, веслоногие ракообразные – по
принципу реактивного движения (Догель, 1981). Те и другие способны также к
вертикальным миграциям – от поверхности до дна и наоборот.
34
В
составе
пресноводного
планктона
наиболее
распространены
ветвистоусые ракообразные (Шарова, 1999; Зилов, 2008). Это мелкие
беспозвоночные, тело которых длиной 1–5 мм состоит из небольшого
количества сегментов. Типичными представителями ветвистоусых являются
дафния обыкновенная (Daphnia рulех), дафния большая (D. magna), моина
макрокопа (Moina macrocopa), моина обыкновенная (М. rectirostris), босмина
длинноносая (Bosmina longirostris) (Мануйлова, 1964; Смирнов, 1974; Кутикова,
Старобогатов, 1977; Догель, 1981; Смирнов, 1995).
Ветвистоусые рачки играют важную роль в процессах самоочищения
природных вод. Фильтруя воду и удаляя из нее взвешенные органические и
минеральные частицы, они тем самым способствуют ее осветлению. Но
поскольку отбор частиц происходит лишь по размеру, а не по их пищевому
значению, в мутной воде ветвистоусые не могут нормально развиваться. Эти
рачки – важнейший компонент естественной кормовой базы рыб, в том числе
их мальков.
Дафнии,
цериодафнии
и
моин
используются
в
биологическом
тестировании для определения токсического загрязнения природных и сточных
вод (Лесников, 1971; Лесников и др., 2002; Маторин, 2009).
Гидробионты в экосистемах пребывают в постоянном контакте и
объединены довольно сложными взаимоотношениями. Важнейшие из них – это
топические и трофические (пищевые) связи (Зилов, 2008). Автотрофные
организмы создают органическое вещество (первичную продукцию), которое
становится источником питания для организмов других трофических уровней.
В
этом
процессе
устанавливаются
сложные
взаимоотношения
между
продуцентами (автотрофными организмами) и консументами (гетеротрофными
организмами) (Константинов, 1987; Шилов, 2003).
Довольно сложные взаимоотношения у рыб и беспозвоночных в
экосистемах. Зоопланктон потребляется рыбами и составляет их естественную
кормовую базу. Выедая зоопланктон, рыбы-зоопланктофаги существенным
35
образом изменяют количественные характеристики и соотношение популяций,
следовательно – структуру планктонных сообществ.
Выедание может быть сплошным или выборочным, что зависит от
соотношения размеров тела (в частности, ротового отверстия) рыбыпотребителя и кормовых объектов. Некоторые зоопланктоны, например
Daphnia longispina, имеют на панцире выросты, иглы и шипы, которые колют
ротовое отверстие рыб, и поэтому рыбы избегают их поедать. Других
зоопланктонов, не имеющих соответствующих морфологических защитных
элементов, они потребляют более охотно. Мальки рыб не могут заглатывать
относительно крупных планктонов, например дафний, и питаются лишь
мелкими организмами (коловратками, науплиусами веслоногих ракообразных).
Когда мальки подрастают, картина меняется, и начинается сплошное выедание
мезозоопланктона, вследствие чего его общая численность резко падает. Это
заметно влияет и на развитие фитопланктона, поскольку при уменьшении
численности зоопланктона ослабевает пресс на фитопланктонные водоросли,
которые могут размножаться до уровня «цветения» воды.
Интродукция рыб в водоемы может существенным образом изменять эту
ситуацию: к примеру, фитопланктофаг белый толстолоб массово выедает
фитопланктон,
а
зоопланктофаг
пестрый
толстолоб
выступает
как
дополнительный потребитель зоопланктона.
Выев свою естественную кормовую базу, рыбы, в конце концов,
начинают голодать. Это, в частности, наблюдается в нерестовых прудах, где
большое количество мальков, родившихся одновременно, может за короткое
время выесть весь зоопланктон и погибнуть от голода.
Загрязнение водоемов приводит к непосредственному изменению
структурных и функциональных показателей биоценозов (Калайда, Хамитова,
2013). Главную роль в биоценозах играют трофические связи, которые служат
регуляторами численности видов. Пищевые связи выступают в качестве
проводников в поступлении и накоплении ТМ в организм гидробионтов. Как
правило,
при
действии
токсикантов
в
преимущественном
положении
36
оказываются
организмы
низших
трофических
уровней
с
короткой
продолжительностью жизни.
Учеными (Бингам и др., 1993) была смоделированна пищевая цепь с
использованием
меченного
Zn,
где
одноклеточная
зеленая
водоросль
Chlamydomonas sp. скармливалась Artemia sp., которая в свою очередь
скармливалась двум видам рыб – Gambusta affinis и Llostous xanthurus. Было
установлено, что около 80% общего количества цинка, поглощенного рыбами,
поступает с пищей. Это доказывает, что ТМ передаются по трофическим цепям
от планктонных организмов рыбам и далее птицам и млекопитающим.
1.6 Воздействие ЭМИ КВЧ на гидробионты
Актуальным является вопрос повышения устойчивости гидробионтов, в
частности фитопланктона, к антропогенным факторам. В последние 25 лет
интенсивно исследуются эффекты и механизмы действия ЭМИ КВЧ низкой
интенсивности на биологические объекты. Согласно литературным данным,
КВЧ-излучение воздействует на различные уровни живой материи, в том числе
и на молекулярном уровне (Бецкий, Девятков, 1996; Петросян и др., 1996;
Гапочка и др., 2003; Бецкий, Лебедева, 2005; Бабаян и др., 2006; Гапеев,
Черемис, 2007; Kalantaryan et al., 2010). Было показано (Vardevanyan et al.,
2013), что ЭМИ приводит к изменению активности многих ферментов лактатдегидрогеназы, алкогольдегидрогеназы, пероксидазы.
Обнаружен стимулирующий эффект ЭМИ КВЧ на фотосинтезирующие
объекты, сопровождающийся изменением состояния липидной фазы клеточных
мембран (Быстров, 2000; Тамбиев и др., 2003; Tambiev, Kirikova, 2000).
Отмечен положительный эффект влияния миллиметрового излучения в
экспериментах с Spirulina platensis и Platymonas viridis (Тамбиев и др., 1989),
Anabaena variabilis и Scenedesmus quadricauda (Лукьянов, 2007). При
воздействии
ЭМИ
биомасса
спирулины
по
сравнению
с
контролем
увеличивается до 250%, для зеленой водоросли Platymonas viridis наибольший
прирост биомассы при оптимальных условиях облучения составлял примерно
37
170%. Показано (Лукьянов, 2007), что КВЧ-облучение культуральной среды
приводит к стимуляции роста инокулированных цианобактерий Anabaena
variabilis.
Обнаружено, что эффекты воздействия ЭМИ с частотой 42,25 ГГц на
микроводоросли Scenedesmus quadricauda зависят от стадии развития культуры:
чем старше культура, подвергшаяся облучению, тем быстрее проявляется
реакция на облучение (Гапочка и др., 2012).
В работе (Зотова и др., 2008) показано, что ЭМИ КВЧ в диапазоне частот
53–75 ГГц влияет на подвижность инфузорий Paramecium сaudatum (Ehrb.). В
зависимости от параметров, условий облучения, состояния и свойств
облучаемого объекта электромагнитные волны способны как активизировать,
так и угнетать жизнедеятельность клеток.
Изучение биоэффектов ЭМИ проводилось также на водном растении
Lemna (Русских и др., 2012). Экспериментально установлено, что ЭМИ 60 и 145
ГГц с плотностью потока энергии 120 мкВт/см2 повышает выживаемость
растений, стимулирует их рост в водной среде, содержащей соли ТМ,
активирует поглотительную способность растений в отношении металлов.
Согласно данным (Чесноков и др., 2012), под влиянием ЭМИ КВЧ
диапазона 53,57–78,33 ГГц у Daphnia magna формируется устойчивость к
токсическому действию пестицидов.
Таким образом, ряд исследователей доказали, что КВЧ-излучение
способно стимулировать рост, размножение и метаболическую активность
гидробионтов,
кроме
того,
повышать
адаптационную
способность
к
воздействию некоторых токсикантов, в том числе ТМ.
Проведенный анализ литературных источников свидетельствует о том,
что засоление и загрязнение поверхностных вод соединениями ТМ является
комплексной
экологической
деятельностью
эссенциальными
человека.
металлами,
проблемой,
Медь,
но
никель,
связанной
цинк,
превышение
с
хозяйственной
кобальт
предельно
являются
допустимого
содержания этих металлов в водных средах способствует их накоплению в
38
планктонных организмах, передачи по трофическим цепям млекопитающим,
проявлению токсического воздействия на всех уровнях биологической
организации.
Засоление
жизнеспособности
водоемов
гидробионтов,
отрицательно
индуцирует
сказывается
адаптационные
на
клеточные
механизмы, которые не всегда способны противостоять разрушительному
действию солей.
В литературных источниках имеется мало данных об эффектах
воздействия
ТМ
функционирование
в
сочетании
с
представителей
засолением
планктона.
пресных
водоемов
Недостаточно
на
также
литературных данных о возможности использования ЭМИ КВЧ для повышения
устойчивости фито- и зоопланктона к химическому воздействию. Все это
обуславливает актуальность и новизну проводимых нами исследований.
39
Глава 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
Исследования
проводились
в
2009–2014
гг.
в
Саратовском
государственном техническом университете имени Гагарина Ю.А.
2.1 Материалы исследования
2.1.1 Объекты исследования
- Культура протококковой зеленой водоросли Scenedesmus quadricauda (Turp.)
Breb;
- Культура ветвистоусых рачков Daphnia magna Straus.
2.1.2 Реактивы
- Натрия хлорид, марки «х.ч.» по ГОСТ 4463-76, ООО «МегаХим», Россия;
- Натрия сульфат, марки «х.ч.» по ГОСТ 4171-66, ООО «МегаХим», Россия;
- Калий азотнокислый марки «х.ч.» по ГОСТ 4217-77, ООО «МегаХим»,
Россия;
- Калий фосфорнокислый двузамещенный 3-водный марки «х.ч.» по ГОСТ
2493-75, ООО «МегаХим», Россия;
- Магний сернокислый 7-водный марки «х.ч.» по ГОСТ 4523-77, ООО
«МегаХим», Россия;
- Железо (III) хлорид марки «х.ч.» по ГОСТ 4147-74, ООО «МегаХим», Россия;
- Цинк сернокислый 7-водный марки «ч» по ГОСТ 4174-77, ООО «МегаХим»,
Россия;
- Никель сернокислый 7-водный марки «хч» по ГОСТ 4465-74, ООО
«МегаХим», Россия;
- Кобальт сернокислый 7-водный марки «ч» по ГОСТ 4462-78, ООО
«МегаХим», Россия;
- Медь сернокислая 5-водная марки «ч» по ГОСТ 4165-78, ООО «МегаХим»,
Россия;
- Цинк хлористый марки «ч» по ГОСТ 4529-78, ООО «МегаХим», Россия;
40
- Никель хлористый 6-водный марки «ч» по ГОСТ 4038-79, ООО «МегаХим»,
Россия;
- Кобальт хлористый 6-водный марки «чда» по ГОСТ 4525-77, ООО
«МегаХим», Россия;
- Медь хлористая 2-водная марки «ч» по ГОСТ 4167-74, ООО «МегаХим»,
Россия.
2.1.3 Приборы и оборудование
- климатостат Р-2 (Россия);
- устройство для экспонирования рачков УЭР-02 (Россия);
- спектрофлуориметр «Флюорат-02-Панорама» (Россия);
- ноутбук 15.6" DELL (КНР);
- преобразователь ионометрический АКВИЛОН И-500 (Россия);
- весы аналитические GR-200 (Япония);
- электрические плитки (Россия);
- дистиллятор GFL-2104 (Германия);
- трибинокулярный микроскоп Биомед-6 (Россия);
- холодильник Indesit (Россия);
- сушильный шкаф СНОЛ-3,5И (Россия);
- аквариумный микрокомпрессор АЭН-4, (Россия);
- генератор Г4-142 (Россия).
2.2 Методы исследования
2.2.1 Методика культивирования S. quadricauda (Turp.)
Культуру водорослей выращивали на среде Прата в климатостате, в
котором обеспечивалось искусственное освещение интенсивностью 3000–10000
лк в течение 24-часового периода. Культуру водорослей встряхивали 1–2 раза в
течение суток (ФР.1.39.2007.03223).
41
2.2.2 Методика культивирования D. magna Str
Культуру рачков дафний выращивали в климатостате Р2, в котором
обеспечивалось искусственное освещение интенсивностью 1000–1500 люкс в
течение 12-часового дневного периода с температурой 20±1ºС. Кормление
дафний производили суспензией водорослей S. quadricauda ежедневно (ПНД Ф
Т 14.1:2:4.12-06; ФР.1.39.2007.03222).
2.2.3 Приготовление модельных растворов
Для моделирования загрязнения водной среды ТМ использовали водные
растворы сульфата меди (CuSO4×5H2O), сульфата кобальта (CoSO4×7H2O),
сульфата цинка (ZnSO4×7H2O), сульфата никеля (NiSO4×7H2O), хлорида меди
(CuCl2×2H2O), хлорида кобальта (CoCl2×6H2O), хлорида цинка (ZnCl2) и
хлорида никеля (NiCl2×6H2O). Растворы готовили на дистиллированной и
водопроводной отстоянной воде, создавая концентрации ионов металлов:
0,0001, 0,001, 0,01, 0,1 и 1 мг/л.
Для моделирования засоления водной среды использовали NaCl и Na2SO4.
Растворы каждой из солей с концентрацией 0,5, 1,0, 1,5, 2,0, 2,5, 5,0 г/л
готовили на дистиллированной и водопроводной отстоянной воде для
культивирования S. quadricauda и D. magna, соответственно.
2.2.4 Методика измерения уровня флуоресценции хлорофилла S.
quadricauda (Turp.)
Оценку воздействия исследуемых растворов на S. quadricauda проводили
по аттестованной методике биотестирования водной среды по изменению
уровня
флуоресценции
Критерием
токсичности
хлорофилла
среды
водорослей
являлось
(ФР.1.39.2007.03223).
подавление
интенсивности
флуоресценции (If) хлорофилла водорослей по сравнению с контролем.
В колбы вносили по 100 мл исследуемых растворов и контрольной пробы
(дистиллированной воды, рН 7,0–7,5). В каждую колбу пипеткой стерильно,
над пламенем горелки добавляли по 0,1 мл концентрированного раствора
42
питательной среды, приготовленной по методике (ФР.1.39.2007.03223). Затем в
каждую колбу добавляли по 0,1 мл суспензии водорослей (2,5 млн. кл./мл).
Содержимое колб перемешивали, закрывали стерильными ватно-марлевыми
пробками и помещали в климатостат с установленным режимом для S.
quadricauda на 72 ч.
Измерение
интенсивности
флуоресценции
проводили
на
спектрофлуориметре «Флюорат-02-Панорама» (при λвозб= 400 нм, λрег= 685 нм).
В контрольных колбах If измеряли через 30 минут и 72 часа от начала
биотестирования. If в исследуемых растворах определяли в конце эксперимента
(72 часа), рассчитывали относительное изменение параметра (I), в %.
Io
 100%
Ik
I
где Io – среднее значение интенсивности флуоресценции в опыте, Ik –
среднее значение интенсивности флуоресценции в контроле.
2.2.5 Методика оценки жизнеспособности D. magna Str
Определение токсичности вышеперечисленных растворов проводили в
течение 21 суток по аттестованной методике биотестирования водной среды
(ПНД
Ф
Т
14.1:2:4.12-06;
16.1:2:3:3.9-06;
ФР.1.39.2007.03222),
рекомендованной в экологических исследованиях.
В колбы вносили по 100 мл исследуемых растворов и контрольной пробы
(отстоянной воды, рН 7,0–7,5). В каждую колбу сачком помещали 10 дафний и
колбы выдерживали в климатостате в течение 21 суток при температуре 20±1ºС
и освещении интенсивностью 1000–1500 люкс с 12-часовым дневным
периодом.
Ежедневно
в
колбы
вносили
в
качестве
корма
1
мл
концентрированной суспензии микроводорослей S. quadricauda. Ежедневно с
помощью трибинокулярного микроскопа Биомед-6 (×40) контролировали
выживаемость рачков, время наступления половозрелости, время рождения
первого помета, общее количество родившейся молоди, абортивных яиц,
мертворожденной и уродливой молоди.
43
2.2.6 Методика определения трофической активности D. magna Str
Оценку трофической активности рачков проводили по методике,
описанной в работах (Маторин и др., 2007; Маторин, Венедиктов, 2009).
В каждую колбу объемом 100 мл помещали 50 мл модельного раствора и
10 дафний в возрасте 6–24 ч. Рачков выдерживали в среде в течение суток при
температуре 20°С и 12-часовом световом дне.
Через сутки в пробы помещали водоросли S. quadricauda, в концентрации
25 тыс.клеток/мл. На спектрофлуориметре «Флюорат-02-Панорама» измеряли
интенсивность флуоресценции сред сразу после добавления водорослей и через
1 ч. Расчет трофической активности D. magna (F) проводили по формуле:
F
( I t / I o  I ф )V
nt
,
где V – общий объем пробы, мл; n – количество дафний в пробе, шт.; t –
время опыта, час; It/Io – коэффициент, соответствующий интенсивности
флуоресценции в конечный (It) и начальный (Io) момент опыта; Iф –
коэффициент, соответствующий фоновой интенсивности флуоресценции; F –
объем воды, профильтрованный дафнией в единицу времени, мл/даф.час.
2.2.7 Методика облучения культур S. quadricauda (Turp.) и D. magna
Str
В качестве источника ЭМИ КВЧ-диапазона использовали генератор Г4142. Культуры S. quadricauda и D. magna, помещенные в колбы объемом 100 мл
с водной средой облучали с помощью пирамидальной рупорной антенны
длиной 12 см при комнатной температуре от 21 до 22оС в течение 30 минут в
режиме непрерывной генерации сигнала. Частота ЭМИ 65 ГГц, плотность
потока энергии – 120 мкВт/мин·см2. Расстояние между рупором облучателя и
объектом составляла 15 см и не изменялась в течение эксперимента. Исходная
численность клеток культуры S. quadricauda составляла 2,5 млн. кл./см3.
Плотность культуры D. magna – 100 особей на 100 мл воды.
Оценивали воздействие ТМ на облученных дафний и микроводорослей
44
по
изменению
их
трофической
и
фотосинтетической
активности,
соответственно.
2.2.8 Статистический анализ
Каждую серию экспериментов проводили в трехкратной повторности.
Для обработки результатов использовали стандартные методы математической
статистики.
В
экспериментах
с
D.
magna
рассчитывали
среднее
арифметическое, стандартное отклонение, показатель достоверности разности
опытных и контрольных значений, который сравнивали с t-критерием
Стьюдента для уровня достоверности Р=0,95 (ФР.1.39.2007.03222). В опытах с
S. quadricauda определяли среднее арифметическое, стандартное отклонение,
процентное отклонение от контроля, которое при значимых отличиях (Р=0,95)
составляло больше 20% (ФР.1.39.2007.03223). Расчеты выполнялись с
применением пакета Microsoft Office Excel. Методики расчета статистической
достоверности результатов и примеры расчетов приведены в Приложении.
45
Глава 3. ВОЗДЕЙСТВИЕ СОЛЕЙ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА
ГИДРОБИОНТЫ
Постоянно возрастающий уровень антропогенного воздействия на
водную среду приводит к ухудшению ее качества, что в первую очередь влияет
на количественный и качественный состав фито- и зоопланктона. В общем
объеме токсического загрязнения водной среды основную часть составляет
загрязнение ТМ.
Биоаккумуляция ионов металлов в клетках гидробионтов является
естественным процессом, который поддерживает количество металлов на
требуемом физиологическом уровне. При повышении концентрации металлов в
окружающей среде биоаккумуляция может достигнуть критических уровней,
что отрицательно скажется на жизнедеятельности водных организмов
(Verschoor et al, 2012).
Чтобы оценить жизнеспособность представителей пресноводного фито- и
зоопланктона в условиях загрязнения водной среды ионами Co2+, Ni2+, Zn2+,
Cu2+ нами изучалось влияние этих металлов в различных концентрациях на
показатели роста и фотосинтетическую активность микроводорослей S.
quadricauda, на трофическую активность и показатели жизнедеятельности
рачков D. magna.
Выбор культур S. quadricauda и D. magna обусловлен:
1) Широким распространением в пресных водоемах. Эти гидробионты
являются представителями основных трофических звеньев водных экосистем.
Зелѐные протококковые водоросли S. quadricauda являются основой пищевой
цепи в пресных водоѐмах, преобразуя солнечную энергию в полезную энергию
для
более
высоких
трофических
уровней
(Sabater,
Carrasco,
2001).
Ветвистоусые ракообразные D. magna по типу питания относятся к
фильтраторам, питаются простейшими, бактериями и микроводорослями и
играют важную роль в процессах самоочищения природных вод (Шашкова,
2005).
46
2) Использованием в качестве тест-объектов в биотестировании при
оценке
состояния
окружающей
среды
(ПНД
Ф
Т
14.1:2:4.12-06;
ФР.1.39.2007.03222; ФР.1.39.2007.03223). Согласно СП 2.1.7.1386-03, для
определения токсичности сред необходимо применять не менее 2-х тестобъектов из разных систематических групп.
Выбранные гидробионты подвергались воздействию Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+
в концентрациях 0,0001, 0,001, 0,01, 0,1 и 1,0 мг/л. Выбор металлов обусловлен
их эссенциальностью и широким распространением в природных водах. По
данным (Государственный доклад «О состоянии…, 2012), содержание данных
металлов в поверхностных водах европейской части России намного
превышает ПДК: в водах среднего Дона отмечается рост содержания
соединений меди в среднем до 2,5–3 ПДК; в водах реки Северная Двина
среднегодовые концентрации соединений меди, цинка составляют 5–6 ПДК, в
водах бассейна реки Волга среднегодовые и максимальные концентрации
соединений меди составляют 5 ПДК и 27 ПДК, соединений никеля 2 ПДК.
При выборе концентрации металлов учитывали их ПДК в водах (табл.
3.1) (приказ Федерального агентства по рыболовству от 18.01.10; ГН 2.1.5.131503).
Таблица 3.1
Значения ПДК металлов в водных объектах
Металл
ПДКвр
(в водных объектах
рыбохозяйственного значения),
мг/дм3
Co2+
0,01
ПДКв
(в водных объектах
хозяйственно-питьевого и
культурно-бытового
водопользования), мг/дм3
0,1
Ni2+
0,01
0,02
Zn2+
0,01
1,0
Cu2+
0,001
1,0
Таким образом, мы использовали в работе растворы солей цинка, никеля
и кобальта, концентрация катионов в которых была на уровне ПДК в водных
47
объектах рыбохозяйственного значения, а также в 100 и в 10 раз меньше и в 10
и 100 раз больше данного уровня. Концентрация ионов меди в растворах
соответствовала значениям в 10 раз меньше ПДК и в 1000, 100, 10 раз больше.
3.1 Воздействие солей тяжелых металлов на физиологические
показатели S. quadricauda (Turp.)
В настоящее время в экофизиологических исследованиях широко
используют показатель флуоресценции хлорофилла (Григорьев, Бучельников,
1997; Рубин, 2005; Алиев и др., 2008; Григорьев и др., 2009; Маторин, 2009).
Ростовая и фотосинтетическая активности водоросли S. quadricauda, которые
определяют
по
интенсивности
флуоресценции
хлорофилла,
являются
показателями уровня токсичности среды и степени толерантности организмов к
этой среде. Поэтому нами изучалось влияние растворов солей (хлориды,
сульфаты) Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 1,0; 0,1; 0,01; 0,001; 0,0001 мг/л на
интенсивность флуоресценции клеток микроводорослей.
На рис. 3.1 представлены относительные значения интенсивности
флуоресценции хлорофилла водорослей S. quadricauda, инкубированных в
растворах сульфатов и хлоридов металлов в различных концентрациях. За 100%
принята интенсивность флуоресценции клеток в среде без ТМ.
Отмечено, что присутствие ТМ в водной среде даже в малых
концентрациях
приводило
к
снижению
интенсивности
флуоресценции
культуры водорослей (рис. 3.1). При концентрации 0,0001 мг/л ионов меди,
цинка, кобальта и никеля она достоверно снижалась по сравнению с контролем
на 47, 42, 34 и 20%, соответственно.
По
данным
(Новиков
и
др.,
1989)
величина
интенсивности
флуоресценции тесно связана с абсолютной численностью живых клеток в
культуре, т.е. ТМ ингибируют процесс фотосинтеза водоросли, что отражается
на жизнеспособности клеток и их численности.
48
Интенсивность флуоресценции, %
120
100
80
60
40
20
0
Cu
0,0001 мг/л
Zn
0,001 мг/л
Co
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Ni
1 мг/л
контроль
А)
Интенсивность флуоресценции, %
120
100
80
60
40
20
0
Cu
0,0001 мг/л
Zn
0,001 мг/л
Co
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Ni
1 мг/л
контроль
Б)
Рис. 3.1. Относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла
водорослей, подвергнутых воздействию сульфатов (А) и хлоридов (Б) металлов
в различных концентрациях
49
Наибольшей токсичностью для клеток водорослей S. quadricauda
обладали ионы меди: интенсивность флуоресценции хлорофилла в присутствии
сульфата меди в диапазоне исследуемых концентраций 0,0001–1,0 мг/л
снижалась на 45–88%. Ранее (Новиков и др., 1989) было установлено
ингибирующее действие ионов меди с концентрацией 0,01 мг/л и выше на
процесс фотосинтеза водорослей S. quadricauda уже на вторые сутки
эксперимента, предложен механизм действия – блокирование транспорта
электронов в фотосистеме II на донорной и акцепторной стороне мембраны
(Полынов и др., 1993). Наименьшее воздействие оказывали ионы никеля:
интенсивность флуоресценции хлорофилла при его наличии в среде в тех же
концентрациях уменьшалась на 20–60%.
Оценивая токсичность металлов, необходимо учитывать анионный состав
используемой в эксперименте соли металла, поэтому мы сравнивали также
влияние анионов (Cl-, SO42-) на клетки водоросли S. quadricauda.
Сравнение диаграмм на рис. 3.1А и 3.1Б позволяет заключить, что
хлориды меди, цинка, кобальта в концентрации ниже 0,1 г/л менее токсичны,
чем сульфаты, а в концентрации больше 0,1 мг/л более токсичны сульфатов.
Различия в интенсивности флуоресценции составляло 10–15%, т.е. не
достоверны. Вид аниона в составе солей никеля практически не влиял на
характер его воздействия на водоросли. Возможно, некоторое различие в
отклике биообъекта на анионы обусловлено потребностью клетки в хлоридионах для осуществления реакции фотолиза воды в фотосистеме II.
Таким образом, установлено, что присутствие в воде ионов исследуемых
металлов в концентрациях в 100 и 10 раз меньше ПДКвр значительно уменьшает
интенсивность
флуоресценции
хлорофилла,
следовательно,
происходит
ингибирование фотосинтеза, что снижает жизнеспособность клеток водорослей
и уменьшает их численность. Необходимо отметить, что нами установлено
ингибирующее действие на фотосинтетическую активность микроводорослей
ионов металлов в более низких концентрациях – 0,1 мкг/л – по сравнению с
ранее обнаруженными (Полынов и др., 1993; Алиева и др., 2008).
50
3.2 Воздействия солей тяжелых металлов на физиологические
показатели D. magna Str.
В соответствии с задачами исследования изучалось воздействие
растворов солей (хлориды, сульфаты) Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 1,0; 0,1;
0,01; 0,001; 0,0001 мг/л на физиологические показатели D. magna. Эксперимент
проводили в течение 21 суток. Контролем служила водная среда без добавления
солей металлов, в которой дафнии сохраняли жизнеспособность в течение всего
опыта.
В табл. 3.2 представлены результаты исследований жизнеспособности
дафний в водных средах, содержащих хлорид меди.
Таблица 3.2
Влияние растворов хлорида меди в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
CuCl2 с концентрацией Cu2+, мг/л
0,0001
0,001
0,01
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
100
10
100
100
100
11
100
100
76*
12
100
100
76*
13
100
100
73*
14
100
100
70*
15
100
100
70*
16
100
100
70*
17
96
93
66*
18
96
93
56*
19
96
90
56*
20
96
90
50*
21
96
90
50*
*– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,1
100
46*
20*
10*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
1,0
100
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
51
Показано, что наибольшее токсическое действие оказывали ионы меди в
концентрациях 0,1 и 1,0 мг/л, которые вызывали 100% гибель дафний на 5 и 2
сутки, соответственно. В растворах хлорида меди с концентрацией Cu2+ 0,01
мг/л зафиксирована гибель 24% дафний на 11 сутки, 50% рачков – на 21 сутки.
При содержании ионов меди 0,001 мг/л дафнии (7%) начинали погибать на 17
сутки. Ионы Cu2+ в концентрации 0,0001 мг/л не влияли на жизнедеятельность
рачков.
В табл. 3.3 представлены результаты исследований жизнеспособности
дафний в водных средах, содержащих хлорид кобальта в различных
концентрациях.
Таблица 3.3
Влияние растворов хлорида кобальта в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
CoCl2 с концентрацией Co2+, мг/л
0,0001
0,001
0,01
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
100
10
100
100
100
11
100
100
100
12
100
100
100
13
100
100
100
14
100
100
100
15
100
100
100
16
100
100
100
17
100
100
100
18
100
100
96
19
100
96
93
20
100
96
93
21
100
96
90
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,1
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
93
93
93
93
90
90
90
80*
80*
80*
1,0
100
100
100
100
100
100
100
63*
63*
60*
56*
56*
50*
50*
50*
50*
50*
46*
46*
40*
40*
Из таблицы видно, что хлорид кобальта с концентрацией Co2+ 1,0 мг/л
52
вызывал смертность 37% рачков на 8 сутки эксперимента и на 21 сутки – 60%.
При инкубировании дафний в растворе с содержанием ионов кобальта 0,1 мг/л
отмечалась гибель 20% на 19 сутки опыта. При содержании ионов кобальта 0,01
и 0,001 мг/л дафнии (4%) начинали погибать на 18 и 19 сутки, соответственно.
В растворе с содержанием Co2+ 0,0001 мг/л гибель особей не была
зафиксирована, также как в контрольной среде.
Результаты исследований, проведенных на растворах хлорида цинка
(табл. 3.4), показали, что растворы с концентрацией Zn2+ 0,001 и 0,0001 мг/л
практически не влияли на выживаемость дафний.
Таблица 3.4
Влияние растворов хлорида цинка в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
ZnCl2 с концентрацией Zn2+, мг/л
0,01
0,1
1,0
0,0001
0,001
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
100
10
100
100
100
11
100
100
100
12
100
100
100
13
100
100
100
14
100
100
100
15
100
100
93
16
100
100
93
17
100
100
90
18
100
96
90
19
100
96
90
20
96
96
86
21
93
96
86
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
96
90
90
90
90
90
90
80*
76*
76*
100
100
100
100
80*
80*
40*
40*
10*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
При содержании Zn2+ 0,01 мг/л гибель (7%) рачков зафиксирована на 15
сутки, при концентрации 0,1 мг/л отмечается гибель 20% – на 19 сутки опыта. В
53
растворе с содержанием ионов цинка 1,0 мг/л на 10 сутки эксперимента все
дафнии погибали.
В табл. 3.5 представлены результаты исследований жизнеспособности
дафний
в
водных
средах,
содержащих
хлорид
никеля
в
различных
концентрациях.
Таблица 3.5
Влияние растворов хлорида никеля в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
NiCl2 с концентрациями Ni2+, мг/л
0,0001
0,001
0,01
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
96
10
100
100
96
11
100
100
96
12
100
100
96
13
100
100
96
14
100
100
96
15
100
100
96
16
100
100
96
17
100
100
96
18
100
100
96
19
100
100
96
20
100
100
96
21
100
100
90
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,1
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
96
96
90
90
90
90
86
86
86
80*
1,0
100
100
100
100
100
100
100
90
90
73*
73*
70*
70*
46*
46*
46*
46*
30*
0*
0*
0*
Из таблицы видно, что Ni2+ в концентрации 1,0 мг/л оказывали
токсическое действие, вызывая смертность 100% рачков на 19 сутки
эксперимента. При инкубировании дафний в растворе с содержанием ионов
никеля 0,1 и 0,01 мг/л на 21 сутки эксперимента отмечалась гибель 20 и 10%
рачков, соответственно. Ионы Ni2+ в концентрациях 0,001 и 0,0001 мг/л не
влияли на жизнеспособность рачков.
54
Культуру D. magna инкубировали также в растворах сульфатов металлов.
В табл. 3.6 представлены результаты исследований жизнеспособности дафний в
водных средах, содержащих сульфат меди в различных концентрациях.
Токсическое действие проявляли растворы сульфата меди с содержанием Cu2+
0,1 и 1,0 мг/л, которые вызывали 100% гибель дафний на 6 и 2 сутки,
соответственно.
Таблица 3.6
Влияние растворов сульфата меди в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
CuSO4 с концентрацией Cu2+, мг/л
0,0001
0,001
0,01
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
100
10
100
100
96
11
100
100
93
12
100
100
90
13
100
100
90
14
100
100
83
15
100
100
83
16
100
93
73*
17
100
90
73*
18
100
90
70*
19
100
90
70*
20
100
90
66*
21
100
90
66*
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,1
100
60*
50*
43*
30*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
1,0
100
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
В растворах Cu2+ с концентрацией 0,01 мг/л на 21 сутки зафиксирована
гибель 44% рачков. При содержании ионов меди в концентрации 0,001 мг/л
гибель дафний (7%) наступала на 16 сутки. Ионы Cu2+ в концентрации 0,0001
мг/л не влияли на жизнеспособность дафний.
Из табл. 3.7 видно, что наибольшее токсическое действие оказывали Co2+
55
с концентрацией 1,0 мг/л, вызывая смертность 20% рачков на 7 сутки, в
последний день эксперимента смертность рачков составляла 50%. При
инкубировании дафний в растворе с содержанием ионов кобальта 0,1 мг/л
отмечалась гибель 20% на 20 сутки. В растворах с концентрацией Co2+ 0,01 мг/л
на 21 сутки гибель составляла дафний 10%. В растворах с концентрациями Co2+
0,001 и 0,0001мг/л гибель особей не зафиксирована.
Таблица 3.7
Влияние растворов сульфата кобальта в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
CoSO4с концентрацией Co2+, мг/л
0,0001
0,001
0,01
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
93
10
100
100
93
11
100
100
93
12
100
100
93
13
100
100
93
14
100
100
93
15
100
100
93
16
100
100
93
17
100
100
93
18
100
100
93
19
100
100
93
20
100
100
90
21
100
100
90
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,1
100
100
100
100
96
96
96
96
96
96
96
93
93
93
93
93
93
93
86
80*
80*
1,0
100
100
100
100
96
96
80*
80*
76*
76*
70*
70*
56*
56*
56*
56*
56*
50*
50*
50*
50*
Результаты опытов, проведенных в растворах сульфата цинка (табл. 3.8),
показывают, что ионы Zn2+ в концентрации 0,0001 мг/л не вызывали гибели
дафний. Раствор с содержанием ионов цинка в концентрации 0,001 мг/л
незначительно влиял на выживаемость дафний. При содержании ионов цинка
56
0,01, 0,1 мг/л гибель рачков на 21 сутки составляла 20%. Zn2+ в концентрации
1,0 мг/л вызывала гибель всех рачков на 14 сутки.
Таблица 3.8
Влияние растворов сульфата цинка в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
Длительность
ZnSO4 с концентрацией Zn2+, мг/л
культивирования,
сут.
0,0001
0,001
0,01
0,1
1,0
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
100
10
100
100
100
11
100
100
96
12
100
96
96
13
100
96
96
14
100
96
96
15
100
96
93
16
100
96
90
17
100
96
90
18
100
96
90
19
100
96
90
20
100
96
86
21
100
96
80*
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
100
100
100
100
100
100
96
96
96
96
96
96
93
93
93
93
93
93
93
80*
80*
100
100
96
96
80*
80*
76*
60*
60*
60*
23*
23*
23*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
В табл. 3.9 представлены результаты исследований жизнеспособности
дафний в водных средах, содержащих сульфат никеля в различных
концентрациях. Наибольшее токсическое действие оказывал раствор сульфат
никеля с концентрацией Ni2+ 1,0 мг/л, вызывая смертность 30% рачков на 10
сутки эксперимента, на 21 сутки – 60%. При инкубировании дафний в растворе,
содержащем ионы никеля 0,1 мг/л, отмечалась гибель 30% на 19 сутки
эксперимента. В растворах с концентрациями 0,01 мг/л гибель дафний на 21
сутки составляла 10%. Концентрации Ni2+ 0,001 и 0,0001 мг/л не влияли на
жизнедеятельность рачков.
57
Таблица 3.9
Влияние растворов сульфата никеля в различных концентрациях на
выживаемость D. magna
Длительность
культивирования,
сут.
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
NiSO4 с концентрацией Ni2+, мг/л
0,0001
0,001
0,01
1
100
100
100
2
100
100
100
3
100
100
100
4
100
100
100
5
100
100
100
6
100
100
100
7
100
100
100
8
100
100
100
9
100
100
96
10
100
100
96
11
100
100
96
12
100
100
96
13
100
100
96
14
100
100
96
15
100
100
96
16
100
100
96
17
100
100
96
18
100
100
96
19
100
100
93
20
100
100
93
21
100
100
90
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,1
100
100
100
100
100
100
100
100
96
96
96
93
93
93
93
93
90
83
70*
70*
66*
1,0
100
100
100
100
100
96
96
83
83
70*
70*
70*
70*
53*
53*
53*
53*
43*
40*
40*
40*
Чтобы сравнить влияние различных солей металлов на жизнеспособность
дафний результаты исследований были сведены в таблицы 3.10 и 3.11. Из них
видно, что вид аниона в составе солей практически не влиял на характер их
воздействия на выживаемость рачков, т.е. токсическое воздействие на D. magna
оказывали ионы металлов.
Из всех исследуемых растворов только растворы солей меди с
концентрацией Cu2+ 0,1 и 1,0 мг/л проявляли острую токсичность, что
характеризуется гибелью рачков в растворах в течение 3-х суток. В
хроническом эксперименте ионы металлов в концентрациях ниже и на уровне
ПДКвр не вызывали гибель дафний. Токсический эффект отмечен во всех
исследуемых растворах с концентрацией выше ПДКвр.
58
Таблица 3.10
Выживаемость (%) D. magna по отношению к контролю в хроническом
эксперименте в растворах хлоридов металлов
Металл
День
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
определения
с концентрацией ионов металлов, мг/л:
выживаемости
0,0001
0,001
3
100
100
10
100
100
21
100
96
3
100
100
Ni2+
10
100
100
21
100
100
3
100
100
Zn2+
10
100
100
21
93
96
3
100
100
Cu2+
10
100
100
21
96
90
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
Co2+
0,01
100
100
90
100
96
90
100
100
86
100
100
50*
0,1
100
100
80*
100
100
80*
100
100
76*
20*
0*
0*
1,0
100
60*
40*
100
73*
0*
100
0*
0*
0*
0*
0*
Таблица 3.11
Выживаемость (%) D. magna по отношению к контролю в хроническом
эксперименте в растворах сульфатов металлов
Металл
День
Выживаемость (%) D. magna при инкубировании в растворах
определения
с концентрацией ионов металлов, мг/л
выживаемости
0,0001
0,001
3
100
100
10
100
100
21
100
100
3
100
100
Ni2+
10
100
100
21
100
100
3
100
100
Zn2+
10
100
100
21
100
96
3
100
100
Cu2+
10
100
100
21
100
90
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
Co2+
0,01
100
93
90
100
96
90
100
100
80*
100
96
66*
0,1
100
96
80*
100
96
66*
100
96
80*
50*
0*
0*
1,0
100
76*
50*
100
70*
40*
100
60*
0*
0*
0*
0*
59
У дафний, инкубированных в исследуемых растворах с содержанием
ионов металлов выше ПДКвр, наблюдалось изменение цвета кишечника с
зеленого
до
почти
бесцветного,
что
свидетельствует
о
нарушениях
физиологического состояния рачков.
В таблицах 3.12 и 3.13 представлены результаты исследований влияния
растворов солей металлов на репродуктивную активность дафний. Видно, что
соли ТМ оказывали значимое воздействие на плодовитость дафний независимо
от типа аниона.
При хроническом влиянии ионов ТМ у D. magna наблюдалось снижение
продуктивности,
увеличение
периода
эмбрионального
развития.
Продолжительность эмбрионального развития у дафний, инкубированных в
исследуемых растворах, составляла 5 дней, в контроле – 2–3 суток. Появление
первого помета в контроле отмечено на 9 сутки в количестве 8 экземпляров на
самку. Вымет молоди в контроле происходил каждые 3–5 сутки. Количество
молоди в исследуемых растворах значительно ниже, чем в контроле. Так, при
воздействии ионов кобальта в концентрации 0,0001 мг/л за три недели
происходило снижение количества молоди на 86% по сравнению с контролем.
При воздействии Ni2+ количество молоди снизилось на 81%, Zn2+ – на 89%, Cu2+
– на 84%. С ростом концентрации солей металлов количество молоди
уменьшалось. Дафнии перестали плодиться в присутствии Co2+ и Ni2+с
концентрацией 1 мг/л, Zn2+ 0,1 и 1,0 мг/л, Cu2+ 0,01 мг/л. Т.е., соли ТМ
оказывали значительное влияние на плодовитость дафний уже в концентрации
на уровне ПДКвр. Концентрации до уровня ПДКвр не влияли на выживаемость
рачков D. magna, но оказывали значимое воздействие на показатель
рождаемости. Полученные нами результаты согласуются с литературными
данными (Щербань, 1992) в том, что показатель плодовитости более
чувствителен
к
токсическому
воздействию
среды,
чем
показатель
выживаемости.
Также отмечено появление абортированных яиц в растворах, содержащих
ионы меди в концентрации 0,01 мг/л, Co2+ – 0,1 мг/л. По данным (Щербань,
60
1992) абортирование яиц и эмбрионов связано с «вращением» рачков вокруг
своей оси, которая является реакцией на токсичность исследуемой воды.
Таблица 3.12
Среднее количество родившейся молоди от 1 самки D. magna при
инкубировании рачков в растворах хлорида металлов
День
эксперимента
Металл
Co2+
Ni2+
Zn2+
Cu2+
Количество родившейся молоди D. magna при инкубировании в
растворах с концентрацией ионов металлов, мг/л
Контроль
0,0001
0,001
0,01
0,1
1,0
*
*
*
*
10
8
2
2,2
0
0
0*
*
*
*
*
15
11
3,2
2,6
2
0
0*
*
*
*
*
21
27
3,6
2,8
1,2
1,4
0*
10
8
2,6*
3,4
0,4*
0
0*
*
*
*
*
15
11
4,2
4,2
1,4
1
0,6*
21
27
4,8*
4*
1,8*
0,4*
0*
10
8
1,2*
1,4*
0*
0*
*
*
*
15
11
1,6
2
0
0*
*
*
*
*
21
27
3,2
2,2
1
0
10
8
1,4*
0*
0*
*
*
*
15
11
2,2
3
0
21
27
3,2*
1,8*
0*
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
Таблица 3.13
Среднее количество родившейся молоди от 1 самки D. magna при
инкубировании рачков в растворах сульфата металлов
Количество родившейся молоди D. magna при инкубировании в
День
растворах с концентрацией ионов металлов, мг/л
Металл
эксперимента Контроль 0,0001
0,001
0,01
0,1
1,0
2+
Co
Ni2+
Zn2+
Cu2+
10
8
2,6*
0*
15
11
3,8*
3,2*
*
21
27
3,8
3,2*
10
8
2,6*
3,8*
*
15
11
5,4
4,8*
21
27
5,4*
4,6*
*
10
8
1,8
0,6*
15
11
2,6*
2,8*
*
21
27
2,6
2,8*
10
8
2*
0*
*
15
11
2,2
1,8*
21
27
5,2*
1,8*
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
0,6*
2,4*
2*
0,4*
1,6*
1,8*
0*
0,4*
0,4*
0*
0*
0*
0*
1,8*
0*
0*
0,4*
0,2*
0*
0*
0*
-
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
-
61
Появление
мертворожденной
и
уродливой
молоди
не
было
зафиксировано ни в одном исследуемом растворе, что свидетельствует об
отсутствии мутагенной и терратогенной активности солей.
Таким образом, нами отмечено негативное воздействие солей ТМ на
продуктивность дафний, что в природных условиях может сказаться на
численности особей. Исследуемые соли ТМ в концентрациях до 0,1 мг/л не
влияли на выживаемость рачков, но значительно снижали их плодовитость. По
данным, полученным на 21 сутки эксперимента, количество родившейся
молоди D. magna в растворах солей значительно меньше по сравнению с
контролем: при содержании ионов металлов ниже ПДКвр – составляло 10–20%
от контроля, на уровне ПДКвр – 2–8%, выше ПДКвр – молодь практически
отсутствовала. Растворы солей с концентрацией Co2+ и Ni2+ 1,0 мг/л, Zn2+ 0,1 и
1,0 мг/л, Cu2+ 0,01 мг/л полностью ингибировали рождаемость дафний.
3.3 Воздействия солей тяжелых металлов на трофическую активность
D. magna Str.
Питание является важной физиологической функцией организма. По типу
питания дафнии относятся к фильтраторам. Процесс фильтрации происходит
непрерывно. Именно характер питания делает дафнии высокочувствительными
к присутствию в водной среде токсичных веществ. Изменение трофической
(фильтрационной) активности является одним из наиболее оперативных тестреакций на действие токсиканта (Шашкова, 2005). Результаты исследования
воздействия сульфатов и хлоридов Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 1,0; 0,1; 0,01;
0,001;
0,0001
мг/л
на
трофическую
активность
ветвистоусых
рачков
представлены на рис. 3.10.
Полученные данные свидетельствуют о том, что все тестируемые
катионы в указанных концентрациях негативно влияли на трофическую
активность дафний. С увеличением содержания ионов ТМ трофическая
активность рачков уменьшалась, независимо от типа аниона.
62
Трофическая активность, %
120
100
80
60
40
20
0
Cu
Zn
0,0001 мг/л
0,001 мг/л
Ni
0,01 мг/л
0,1 мг/л
1 мг/л
Co
контроль
А)
Трофическая активность, %
120
100
80
60
40
20
0
Cu
Б)
0,0001 мг/л
Zn
0,001 мг/л
0,01 мг/л
Ni
0,1 мг/л
1 мг/л
Co
контроль
Рис. 3.10. Относительные значения трофической активности дафний,
подвергнутых воздействию сульфатов (А) и хлоридов (Б) металлов в различных
концентрациях.
Наиболее токсичными являлись ионы меди. Хлорид и сульфат меди с
содержанием ионов меди 1,0 и 0,1 мг/л вызывали 100%-ую гибель рачков в
63
течение первых суток. Трофическая активность рачков при их инкубировании в
течение суток в растворах Cu2+, Zn2+ с концентрациями в интервале от 0,0001 до
0,01 мг/л, снижалась, соответственно, на 20–43, 18–30%. Достоверное снижение
трофической активности дафний в растворах Co2+ и Ni2+ наблюдалось при
содержании ионов 0,01 мг/л – на 25 и 17%, соответственно.
Сравнивая степень влияния ионов ТМ в максимальной концентрации –
1,0 мг/л, необходимо отметить меньшее воздействие на дафний сульфата
кобальта, реализуемое в снижении трофической активности рачков на 40%, в
отличие от хлорида кобальта, снизившего данный показатель на 75%.
Возможно, это связано с тем, что в результате диссоциации хлорида и
сульфата кобальта в воде образуется в 2 раза больше хлорид анионов, чем
сульфат анионов, кроме того, хлорид анионы обладают более высокой
проникающей способностью через клеточные мембраны, что и приводит к
увеличению эффекта воздействия хлорид ионов на организм дафний.
Поскольку катионы кобальта наименее токсичны по сравнению с другими
металлами, мы фиксируем вклад анионной составляющей в отклике дафний.
Таким образом, нами установлено:
1)
Ионы металлов Cu2+, Zn2+, Co2+ и Ni2+ в концентрациях 0,0001–1,0
мг/л угнетали фотосинтетическую активность одноклеточных водорослей S.
quadricauda в водной среде на 47–95, 42–90, 34–80 и 20–60% (Р=0,95),
соответственно,
с
ростом
содержания
металла
степень
угнетения
увеличивалось. Вид аниона (хлорид, сульфат) в составе солей металлов
незначительно влиял на характер их воздействия на микроводоросли.
2)
Исследуемые ионы ТМ в концентрациях ниже 0,01 мг/л не влияли
на выживаемость рачков в водной среде, в концентрациях выше ПДКвр
проявляли токсический эффект. Ионы меди в концентрациях 0,1 и 1,0 мг/л
проявляли острую токсичность, вызывая 100% гибель дафний на 5 и 2 сутки,
соответственно. Ионы Zn2+, Co2+ и Ni2+ в данных концентрациях обладали
хронической токсичностью, вызывая гибель 20 и 100, 20 и 50, 30 и 60% дафний
на 21 сутки (Р=0,95), соответственно.
64
3)
Хроническое воздействие ионов металлов в нелетальных для
дафний концентрациях (ниже 0,01 мг/л) снижало плодовитость D. magna. При
воздействии ионов Zn2+, Co2+, Cu2+ и Ni2+ в концентрации 0,0001 мг/л за три
недели происходило снижение количества молоди на 81–89% по сравнению с
контролем (Р=0,95), соответственно. С ростом концентрации солей металлов
количество молоди уменьшалось.
4)
Ионы ТМ в нелетальных для дафний концентрациях снижали их
трофическую активность. Достоверное снижение трофической активности
дафний в растворах Co2+ и Ni2+ наблюдалось при содержании ионов 0,01 мг/л –
на 25 и 17%, соответственно. Трофическая активность рачков при их
инкубировании в течение суток в растворах Cu2+, Zn2+ с концентрациями в
интервале от 0,0001 до 0,01 мг/л, снижалась, соответственно, на 20–43, 18–30%
(Р=0,95).
5)
Вид
аниона
(хлорид,
сульфат)
в
составе
солей
металлов
практически не влиял на характер их воздействия на рачков, т.е. токсическое
воздействие на D. magna оказывали ионы металлов.
* * *
Полученные результаты позволяют предположить, что хроническое
воздействие растворимых в воде солей ТМ в концентрациях ниже ПДКвр может
привести к общему снижению численности фитопланктона и зоопланктона в
водоемах, последнего - как за счет ограничения пищевых ресурсов, так и
уменьшения трофической активности и плодовитости.
Кроме того, нами отмечено, что изменение трофической активности
дафний является одной из первых их реакций на действие токсиканта, поэтому
данный показатель можно использовать в качестве тест-реакции гидробионтов
на токсичные вещества, присутствующие в водной среде.
65
Глава 4. ВЛИЯНИЕ ЗАСОЛЕНИЯ НА ГИДРОБИОНТЫ
Засоление водоемов признается серьезной экологической проблемой во
всем мире (Williams, 1987; Mack et al., 2000; Williams, 2001). Увеличение
солености пресной воды происходит в значительной степени за счет
антропогенного
загрязнения
хлоридами
и
сульфатами
щелочных
и
щелочноземельных металлов. Об этом свидетельствуют данные экологического
мониторинга водных объектов крупных промышленных городов (Ильин, 1994;
Государственный доклад «О состоянии и использовании водных ресурсов
Российской Федерации в 2012 году»). Хлориды практически не выводятся из
воды, лишь частично поглощаются живыми организмами, известно, что
макрофиты способны накапливать некоторое количество солей (Жутов и др.,
Сульфаты
2008).
частично
поглощаются
микроорганизмами,
восстанавливающими серу до степени окисления -2 для встраивания ее в
структуру белков или анаэробами, использующими сульфатное дыхание для
получения энергии, при этом сульфаты восстанавливаются до сульфидов или
сероводорода (Сает и др., 1990).
Соленость воды является определяющим фактором в приспособлении
водных организмов к условиям среды. Адаптация к солености воды связана с
регуляцией
концентрации
ионов
во
внутриклеточной
жидкости
и
ее
осмотического давления (Аладин, 1982; Frey, 1993).
Повышение уровня засоления пресных водоемов отрицательно влияет на
численность планктона (Shallemberg et al., 2003; Amsinck et al., 2005; Sarmaet et
al., 2005) и видовое разнообразие (Frey, 1993; Jeppesen et al.,1994; Shallemberg et
al., 2003).
С
целью
оценить
степень
устойчивости
представителей
зоо-
и
фитопланктона к хлоридному и сульфатному засолению нами исследовалось
влияние 0,05–0,25% водных растворов хлорида натрия и сульфата натрия на
показатели жизнеспособности микроводоросли S. quadricauda и рачков D.
magnа.
66
При выборе концентраций учитывали минерализацию природных вод. По
величине минерализации воды подразделяются на пресные (до 1,0 г/л),
солоноватые (1,0–10,0 г/л), солѐные (10,0–35,0 г/л) и рассолы (35,0–370 г/л).
Среди пресных вод выделяют: ультрапресные (< 0,1 г/л), умеренно (0,1–0,5 г/л),
нормально (0,5–1,0 г/л), среди солоноватых: слабосолоноватые (1,0–2,0 г/л),
солоноватые (2,0–5,0 г/л) и сильносолоноватые (5,0–10,0 г/л).
4.1 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата
натрия на культуру S. quadricauda (Turp.)
На рис. 4.1 представлены относительные значения интенсивности
флуоресценции хлорофилла водорослей S. quadricauda в зависимости от
концентрации хлорида и сульфата натрия.
Установлено, что присутствие в водной среде NaCl и Na2SO4, как
правило, снижает фотосинтетическую активность клеток S. quadricauda.
В растворах с содержанием хлорида натрия 1,0–2,0 г/л интенсивность
флуоресценции снижалась на 15–38%, соответственно. При увеличении
засоленности (диапазон 2,0–5,0 г/л) была отмечена немонотонная зависимость
интенсивности флуоресценции микроводорослей от содержания хлорида
натрия: при концентрации 3,0 и 4,0 г/л она была на уровне контроля, при
других
-
снижена
на
10–25%.
Т.е.
в
растворах,
соответствующих
слабосолоноватой воде (1–2 г/л) этот показатель уменьшался с ростом
концентрации соли, а в растворах солоноватого типа (2–5 г/л) – немонотонно
изменялся и приближался к контролю.
Из рис. 4.1.Б видно, что в растворах с содержанием сульфата натрия 0,5
г/л
интенсивность
флуоресценции
уменьшилась
на
38%,
дальнейшее
увеличение засоленности до 1,0–5,0 г/л привело к ее постепенному увеличению
до уровня в среднем на 20% ниже, чем в контроле.
Интенсивность флуоресценции, %
67
140
120
100
80
60
40
20
0
К
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
5
3,5
4
4,5
5
Концентрация NaCl, г/л
Интенсивность флуоресценции, %
А)
120
100
80
60
40
20
0
К
0,5
1
1,5
2
2,5
3
Концентрация Na2SO4, г/л
Б)
Рис. 4.1. Относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла
водорослей, подвергнутых воздействию А) NaCl Б) Na2SO4
Если считать (Новиков и др., 1989), что интенсивность флуоресценции
хлорофилла является показателем численности клеток, получаем, что в
солоноватых
водах
микроводоросли
более
жизнеспособны,
чем
в
слабосолоноватых. Известно, (Fodorpataki, Bartha, 2004) что микроводоросли S.
68
quadricauda могут адаптироваться к высокой концентрации соли, в этих
условиях скорость клеточных делений показывает только умеренное снижение.
Но неясны причины меньшей толерантности культуры к низкой засоленности
воды по сравнению с более высокой степенью засоления. Поскольку
присутствие солей может иметь прямое влияние на процессы, связанные с
электронным транспортом и фотофосфорилированием (Холл, Рао, 1983), что
приводит к уменьшению квантового выхода фотосинтеза, мы предполагаем, что
изменение интенсивности флуоресценции хлорофилла может быть обусловлено
не столько уменьшением численности клеток, сколько изменением их
фотосинтетической активности.
4.2 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата
натрия на физиологические показатели D. magna Str.
Нами исследовалось влияние 0,5–2,5 г/л водных растворов хлорида и
сульфата натрия на физиологические показатели рачков D. magnа.
Из рис. 4.2 А видно, что при инкубировании рачков в растворах хлорида
натрия с концентрацией 0,5 г/л гибель дафний составляла 10% на 21 сутки.
Увеличение концентрации NaCl до 1 г/л привело к гибели 10% рачков на 16
сутки, 20% – на 20 сутки эксперимента. Дальнейшее увеличение концентрации
до 1,5; 2,0; 2,5 г/л вызвало смертность, соответственно, 10, 20, 30% рачков на 15
сутки эксперимента и 50, 60, 60% – на 21 сутки.
Из рис. 4.2.Б видно, что Na2SO4 в концентрациях 0,5; 1,0; 1,5 г/л не влиял
на жизнеспособность дафний. В растворах с содержанием сульфата натрия в
концентрациях 2,0; 2,5 г/л смертность дафний составляла 30, 40%.
Таким образом, сульфат натрия влияет на жизнеспособность рачков в
меньшей степени, чем хлорид натрия, что свидетельствует о более высокой
токсичности хлорид ионов по сравнению с сульфат ионами.
69
100
60
40
20
Выживаемость, %
80
0
1
5
9
1,5
13
День эксперимента
2
17
21
1
0,5
К
Концентрация NaCl, г/л
2,5
А)
100
60
40
20
Выживаемость, %
80
0
1
5
1
9
К
1,5
13
День эксперимента
0,5
17
21
2,5
2
Концентрация Na2 SO4 , г/л
Б)
Рис. 4.2. Влияние растворов хлорида натрия (А) и сульфата натрия (Б) с
различными концентрациями на выживаемость D. magna
В табл. 4.1 представлены результаты влияния сульфата и хлорида натрия
на репродуктивную активность дафний.
При хроническом воздействии сульфата и хлорида натрия в различных
концентрациях
уменьшение
на
D.
периода
magna
наблюдалось
эмбрионального
снижение
развития.
продуктивности,
Продолжительность
70
эмбрионального развития у дафний, инкубированных в исследуемых растворах,
составляла 3 дней, в контроле – 5 суток. Появление первого помета в контроле
отмечалось на 10 сутки, в исследуемых растворах на 8 сутки эксперимента.
Таблица 4.1
Среднее количество родившейся молоди от 1 самки D. magna в хроническом
эксперименте в растворах хлоридов и сульфатов натрия
Концентрация
Соль
соли, г/л
Контроль
Количество родившейся молоди D. magna на
указанные сутки эксперимента
8
16
21
0
15
31
3*
2*
7*
11
7*
5*
8*
6*
3*
6*
5*
6*
0*
0*
6*
6*
6*
10*
3*
6*
0,5
2*
1,0
0*
NaCl
1,5
4*
2,0
6
2,5
8
0,5
0*
1,0
5*
Na2SO4
1,5
3*
2,0
4*
2,5
7
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
При воздействии хлорида натрия в концентрации 0,5, 1,0 и 2,5 г/л за три
недели происходило снижение количества молоди в три-пять раз по сравнению
с контролем. В растворах с концентрацией NaCl 1,5 и 2 г/л наблюдалась 100%
гибель дафний на 18 сутки. Полученные результаты согласуются с данными
Н.В. Аладина, который отмечал, что при поступлении большого количества
солей с пищей у новорожденных дафний увеличивалась степень гипертонии
(Аладин, 1987).
При воздействии сульфата натрия в концентрации 0,5 г/л количество
молоди на 21 сутки эксперимента снизилось в 5 раз, в растворах,
соответствующих слабосолоноватой воде (1, 1,5, 2 г/л соли) количество рачков
уменьшалось в 3–10 раз, а в растворах солоноватого типа (2,5 г/л) в 5 раз. Во
71
всех исследуемых растворах появившаяся молодь была представлена как
самками, так и самцами.
На 9 сутки эксперимента в растворе сульфата натрия с концентрацией 0,5
г/л наблюдали «вращение» рачков вокруг своей оси. Такую же поведенческую
реакцию отмечали у рачков, инкубированных во всех растворах Na2SO4 на 17
сутки исследований.
В растворе хлорида натрия с концентрацией 0,5 г/л, наблюдали самку с
эфиппиумом, в растворах NaCl 1,0 г/л и Na2SO4 2,5 г/л отмечены
абортированные яйца. Появление мертворожденной и уродливой молоди не
было зафиксировано ни в одном из исследуемых растворах.
Таким образом, нами отмечено негативное воздействие хлорида и
сульфата натрия на выживаемость и продуктивность дафний, что в природных
условиях может сказаться на численности особей.
4.3 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата
натрия на трофическую активность D. magna Str.
На
рис.
4.3
представлены
относительные
значения трофической
активности D. magna в зависимости от концентрации солей натрия.
Установлен достоверный рост трофической активности рачков при
увеличении содержания NaCl (рис. 4.3.А). В диапазоне концентраций NaCl 0,5–
1,5 г/л она увеличивалась приблизительно на 20%, в интервале 2,0–2,5 г/л – на
30–37% по сравнению с контролем.
Следовательно, с ростом содержания хлорида натрия (до 2,5 г/л) в воде
растет
пищевая
активность
дафний,
которые
являются
основными
потребителями одноклеточных гидробионтов.
Из рис.4.3.Б видно, что в средах с Na2SO4 в концентрации 0,5 и 1,0 г/л
трофическая активность не изменялась по сравнению с контролем. С
увеличением концентрации в интервале 1,5–2,5 г/л трофическая активность
незначительно возрастала.
72
Трофическая активность, %
160
140
120
100
80
60
40
20
0
Контроль
0,5
1
1,5
2
2,5
2
2,5
Концентрация NaCl, г/л
А)
Трофическая активность, %
140
120
100
80
60
40
20
0
Контроль
Б)
0,5
1
1,5
Концентрация Na2SO4, г/л
Рис. 4.3. Относительные значения трофической активности дафний,
подвергнутых воздействию А) NaCl, Б) Na2SO4
73
Таким образом, нами установлено:
1)
Интенсивность
флуоресценции
хлорофилла
водорослей
S.
quadricauda, как правило, снижалась в водных средах с NaCl и Na2SO4, что
свидетельствует об уменьшении численности клеток или снижении их
фотосинтетической активности. В растворах NaCl наблюдалась немонотонная
зависимость эффекта воздействия соли от ее концентрации, значимое снижение
интенсивности флуоресценции (Р=0,95) наблюдалось при концентрации NaCl
2,0, 3,5, 5,0 г/л. В растворах сульфата натрия 0,5 г/л интенсивность
флуоресценции уменьшалась на 38%, в диапазоне концентраций 1,0–5,0 г/л – ее
значение было неизменно на 20% ниже, чем в контроле.
2)
Засоление негативно влияло на жизнеспособность рачков. Хлорид
натрия в концентрациях 1,0; 1,5; 2,0; 2,5 г/л вызывал смертность 20, 50, 60, 60%,
рачков на 21 сутки; сульфат натрия в концентрациях 2,0; 2,5 г/л вызывал
смертность 30, 40% (Р=0,95) дафний. Na2SO4 в концентрациях 0,5; 1,0; 1,5 г/л не
влиял на жизнеспособность дафний.
3)
Растворы сульфата и хлорида натрия негативно воздействовали на
плодовитость D. magna. Во всех исследуемых растворах количество молоди
снижалось в среднем в 3–5 раз по сравнению с контролем.
4)
В условиях засоления увеличивалась трофическая активность
дафний. При инкубировании рачков в растворах NaCl (0,5; 1,0; 1,5; 2,0; 2,5 г/л)
она увеличилась на 23, 20, 23, 30, 38%, (Р=0,95), соответственно, по сравнению
с контролем. В 0,5 и 1,0 г/л растворах Na2SO4 она не изменялась, в 1,5; 2,0; 2,5
г/л растворах Na2SO4 – незначительно возрастала.
5)
Na2SO4 оказывал меньшее воздействие на рачков, чем NaCl.
* * *
Полученные результаты позволяют предположить, что увеличение
солености воды в природных водных объектах может привести к общему
снижению численности фитопланктона и зоопланктона в водоемах. Увеличение
трофической активности рачков и обеднение кормовой базы могут стать
основными причинами резкого снижения биопродуктивности водоема.
74
Глава 5 ВЛИЯНИЕ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ И ЗАСОЛЕНИЯ НА
ГИДРОБИОНТЫ
Как показали наши исследования, повышение содержания ТМ и
увеличение солености в пресноводных экосистемах являются существенными
факторами, влияющими на жизнеспособность фито- и зоопланктона. В
литературных источниках недостаточно сведений об их комбинированном
воздействии на функционирование водных организмов. Поэтому в данной главе
нами рассмотрено совместное влияние ТМ и засоления на показатели роста и
фотосинтетическую
активность
микроводорослей
S.
quadricauda,
на
трофическую активность и показатели жизнедеятельности рачков D. magna. В
экспериментах использовались сульфаты и хлориды ТМ с концентрацией ионов
Co2+, Ni2+, Zn2+, Cu2+ 0,0001, 1,0 мг/л, сульфат и хлорид натрия в концентрациях
0,5 и 2,5 г/л. Для сравнения были выбраны концентрации металлов ниже и
выше ПДК, концентрации солей, соответствующие пресной и солоноватой
воде.
5.1 Изучение воздействия хлорида и сульфата натрия и солей
тяжелых металлов на культуру S. quadricauda (Turp.)
В табл. 5.1, 5.2 представлены относительные значения интенсивности
флуоресценции хлорофилла водорослей, подвергнутых комбинированному
воздействию NaCl и Na2SO4 (0,5 и 2,5 г/л) и солей ТМ в указанных выше
концентрациях. Из таблиц видно, что в присутствии хлорида натрия (0,5 г/л)
интенсивность флуоресценции несколько увеличивалась – на 10%, в
солоноватой воде (2,5 г/л NaCl) – снижалась на 15%, что на уровне
погрешности определения. Во всех исследуемых растворах, где присутствуют
ионы
ТМ,
наблюдалось
пресноводных водорослей.
достоверное
угнетение
роста
одноклеточных
75
Таблица 5.1
Относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла
водорослей (в %) при изолированном и комбинированном воздействии хлорида
натрия и хлоридов ТМ
Стм,
мг/л
Без
Сс,
ТМ
г/л
Без
100
соли
NaCl 111,0±
0,5
10,9
NaCl
85,1±
2,5
7,1
NiCl2
0,0001
ZnCl2
1,0
0,0001
CoCl2
1,0
0,0001
CuCl2
1,0
0,0001
1,0
62,3±7,3 43,1±3,1 69,7±3,4 9,85±2,2 87,4±6,5 22,6±2,7 60,8±4,6
0,15
36,6±3,3 55,4±5,4 46,7±4,1 51,7±5,3 61,3±3,8 42,1±3,1 42,1±6,2
0,43
62,5±2,8 54,5±5,1 63,3±3,4 66,5±6,2 56,1±4,3 6,34±1, 2 62,3±5,7
0
Стм – концентрация тяжелых металлов; Сс – концентрация солей натрия.
Таблица 5.2
Относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла
водорослей (в %) при изолированном и комбинированном воздействии
сульфата натрия и сульфатов ТМ
Стм,
NiSO4
мг/л
Сс,
ZnSO4
CoSO4
CuSO4
Без
ТМ
0,0001
1,0
0,0001
1,0
0,0001
1,0
0,0001
1,0
г/л
Без
100
соли
Na2SO4
62,7±
0,5
4,2
Na2SO4
78,4±
2,5
6,8
79,4±7,4 38,2±4,3 58,8±7,2 25,8±3,1 67,1±6,8 32,5±4,3 53,8±5,1 11,5±4,6
32,2±3,1 44,3±4,8 32,8±3,5 34,5±3,3 28,5±2,7 41,8±4,6 32,8±3,2
0,21
30,9±3,7 56,6±6,1 48,0±4,1 46,2±3,8 37,0±3,1 57,7±4,5 44,2±4,4
0,07
Стм – концентрация тяжелых металлов; Сс – концентрация солей натрия.
По сравнению с изолированным воздействием ТМ отмечено, что
комбинированное воздействие 0,5 г/л NaCl и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+, Zn2+, Cu2+
76
снижает интенсивность флуоресценции хлорофилла водоросли на 25, 26, 23,
19%, соответственно.
При
увеличении
содержания
ТМ
в
растворе
интенсивность
флуоресценции хлорофилла водоросли увеличивалась по сравнению с
изолированным воздействием металлов. Так, в растворе 0,5 г/л NaCl и 1,0 мг/л
Zn2+ этот параметр возрастал на 42% по сравнению с пробой без хлорида
натрия. Ионы Cu2+ в концентрации 1,0 мг/л угнетали рост одноклеточных
пресноводных водорослей до 100%, как при изолированном воздействии, так и
в комбинации с хлоридом натрия.
В растворах, содержащих 2,5 г/л NaCl и 0,0001 мг/л Ni2+, Cu2+,
интенсивность флуоресценции хлорофилла не изменялась по сравнению с
таковой
при
изолированном
воздействии
данных
металлов.
При
комбинированном воздействии 2,5 г/л NaCl и 0,0001 мг/л Co2+ интенсивность
флуоресценции уменьшалась по сравнению с изолированным воздействием
металлов на 26%. С увеличением содержания ионов ТМ наблюдался обратный
эффект. Так, при сравнении с изолированным воздействием, интенсивность
флуоресценции хлорофилла водорослей, инкубированных в растворах 2,5 г/л
NaCl и 1,0 мг/л Co2+, Zn2+ достоверно увеличилась на 44, 57%, соответственно.
При комбинированном воздействии 0,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Ni2+,
Co2+, Zn2+, Cu2+ интенсивность флуоресценции хлорофилла снижалась на 47, 40,
25, 21%, соответственно, по сравнению с изолированным воздействия ТМ. При
увеличении содержания ТМ в растворах 0,5 г/л Na2SO4 интенсивность
флуоресценции несколько увеличивалась. Ионы Cu2+ в концентрации 1,0 мг/л
полностью угнетали фотосинтетическую активность микроводорослей.
Комбинированное воздействие 2,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+,
уменьшало интенсивность флуоресценции хлорофилла водоросли на 48, 30%,
соответственно. С увеличением содержания ионов ТМ наблюдался обратный
эффект.
Так,
интенсивность
флуоресценции
хлорофилла
водорослей,
инкубированных в растворах 2,5 г/л Na2SO4 и 1,0 мг/л Co2+, Zn2+, Ni2+,
77
увеличивалась на 24, 19, 19%, соответственно, по сравнению с изолированным
воздействием металлов.
Т.е., в условиях хлоридной и сульфатной засоленности металлы в малых
концентрациях (0,0001 мг/л) проявляли токсическое воздействие в большей
степени, чем в более высоких концентрациях (1,0 мг/л). Возможно, это связано
с тем, что металлы в малых количествах потенцируют нарушения в
фотосинтетической системе микроводорослей, обусловленные воздействием
солей.
5.2 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата
натрия и солей тяжелых металлов на физиологические показатели
D.magna Str.
В соответствии с задачами исследования изучалось комбинированное
воздействие растворов хлорида и сульфата натрия в концентрациях 0,5 и 2,5 г/л
и солей Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 0,0001; 1,0 мг/л на физиологические
показатели D. magna. Контролем служила водная среда без добавления солей
металлов, в которой дафнии сохраняли жизнеспособность в течение всего
опыта.
На рис. 5.1 представлены результаты исследований жизнеспособности
дафний в водных средах, содержащих хлорид натрия и хлорид никеля в
различных концентрациях.
Из диаграммы видно, что жизнеспособность дафний в условиях
изолированного воздействия хлорида натрия (0,5, 2,5 г/л) и ионов никеля
(0,0001 мг/л) практически не отличалась от таковой в случае их сочетанного
воздействия. В присутствии ионов никеля в концентрации 1,0 мг/л фактор
засоленности становился значимым для жизнедеятельности рачков. Так, в
пресной воде ионы Ni2+ в концентрации 1,0 мг/л вызывали 100% смертность
рачков на 19 сутки, в слабосоленой воде (0,5 г/л NaCl) – на 5 сутки, в
солоноватой воде (2,5 г/л NaCl) – на 2 сутки эксперимента. Т.е. рост
78
хлоридного засоления приводил к увеличению токсичности растворимых форм
Выживаемость, %
никеля для дафний.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
A
B
C
D
E
F
1
5
9
День
13
эксперимента
17
21
G
H
Рис. 5.1. Влияние водных растворов хлорида натрия и растворов хлорида
никеля с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л
NaCl, B - 2,5 г/л NaCl, C - 0,0001 мг/л Ni2+, D - 0,5 г/л NaCl +0,0001 мг/л Ni2+, E 2,5 г/л NaCl + 0,0001 мг/л Ni2+, F – 1,0 мг/л Ni2+, G - 0,5 г/л NaCl + 1,0 мг/л Ni2+,
H - 2,5 г/л NaCl +1,0 мг/л Ni2+
Из рис. 5.2 видно, что при комбинированном воздействии ионов кобальта
в
низкой
концентрации
(0,0001
мг/л)
и
хлорида
натрия
(2,5
г/л)
жизнеспособность дафний возрастала по сравнению с изолированным
действием NaCl на 40%. В присутствии ионов кобальта в концентрации 1,0 мг/л
фактор засоления приводил к обратному эффекту. В пресной воде ионы Co2+ в
концентрации 1,0 мг/л вызывали 50% смертность рачков на 20 сутки, в
слабосоленой воде (0,5 г/л NaCl) 100% гибель рачков отмечена на 11 сутки, в
солоноватой воде (2,5 г/л NaCl) – на 9 сутки эксперимента.
Выживаемость, %
79
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
5
A
B
9
13
17
C
D
E
F
День
эксперимента
21
G
H
Рис. 5.2. Влияние водных растворов хлорида натрия и растворов хлорида
кобальта с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л
NaCl, B - 2,5 г/л NaCl, C - 0,0001 мг/л Co2+, D - 0,5 г/л NaCl +0,0001 мг/л Co2+, E
- 2,5 г/л NaCl + 0,0001 мг/л Co2+, F – 1,0 мг/л Co2+, G - 0,5 г/л NaCl + 1,0 мг/л
Co2+, H - 2,5 г/л NaCl +1,0 мг/л Co2+
На рис. 5.3 представлены результаты исследований жизнеспособности
дафний в водных средах, содержащих хлорид натрия и хлорид цинка в
различных концентрациях. В присутствии ионов цинка в концентрации 0,0001
мг/л и хлорида натрия (2,5 г/л) выживаемость рачков возрастала по сравнению
с изолированным действием NaCl на 50%. В присутствии ионов Zn2+ в
концентрации 1,0 мг/л фактор засоления играл обратный эффект, так же как и в
эксперименте с ионами кобальта. Так, в пресной воде ионы цинка в
концентрации 1,0 мг/л вызывали 100% смертность рачков на 10 сутки, в
слабосоленой воде (0,5 г/л NaCl) и в солоноватой воде (2,5 г/л NaCl) – на 5
сутки эксперимента.
80
100
90
Выживаемость, %
80
70
60
50
40
30
20
10
0
A
B
1
5
9
День
13
эксперимента
17
C
D
E
21
F
G
H
Рис. 5.3. Влияние водных растворов хлорида натрия и растворов хлорида цинка
с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л NaCl, B 2,5 г/л NaCl, C - 0,0001 мг/л Zn2+, D - 0,5 г/л NaCl +0,0001 мг/л Zn2+, E - 2,5 г/л
NaCl + 0,0001 мг/л Zn2+, F – 1,0 мг/л Zn2+, G - 0,5 г/л NaCl + 1,0 мг/л Zn2+, H 2,5 г/л NaCl +1,0 мг/л Zn2+
Из рис. 5.4 видно, что при комбинированном воздействии ионов Cu2+ в
низкой
концентрации
(0,0001
мг/л)
и
хлорида
натрия
(2,5
г/л)
жизнеспособность дафний возрастала по сравнению с изолированным
действием NaCl на 30%. В присутствии ионов меди в концентрации 1,0 мг/л
фактор засоленности не играл значимой роли для жизнедеятельности рачков.
Т.е. не зависимо от концентрации соли NaCl в растворе, 100% гибель рачков
наступала в течение первых суток.
81
Выживаемость, %
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
5
A
9
13
17
B
C
D
E
F
День
эксперимента
21
G
H
Рис. 5.4. Влияние водных растворов хлорида натрия и растворов хлорида меди с
различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л NaCl, B 2,5 г/л NaCl, C - 0,0001 мг/л Cu2+, D - 0,5 г/л NaCl +0,0001 мг/л Cu2+, E - 2,5 г/л
NaCl + 0,0001 мг/л Cu2+, F – 1,0 мг/л Cu2+, G- 0,5 г/л NaCl + 1,0 мг/л Cu2+, H - 2,5
г/л NaCl +1,0 мг/л Cu2+
На
рис.
5.5–5.8
представлены
результаты
исследований
жизнеспособности дафний в водных средах, содержащих сульфат натрия и
сульфаты металлов.
Из рис. 5.5. видно, что жизнеспособность дафний в условиях
изолированного воздействия сульфата натрия (0,5 г/л) и ионов никеля (0,0001
мг/л) практически не отличалась от таковой в случае их сочетанного
воздействия. При комбинированном воздействии Ni2+ 0,0001 мг/л и Na2SO4 2,5
г/л
жизнеспособность
дафний
возрастала
на
20%
по
сравнению
с
изолированным действием сульфата натрия. В присутствии ионов никеля в
концентрации 1,0 мг/л фактор засоленности становился значимым для
жизнедеятельности рачков, также как и в эксперименте с хлоридом натрия. Так,
в пресной воде и в слабосоленой воде (0,5 г/л Na2SO4) с ионами Ni2+ 1,0 мг/л
выживаемость рачков составляла 40% на 21 сутки эксперимента, в солоноватой
82
воде (2,5 г/л Na2SO4) с ионами никеля регистрировалась 100% гибель дафний на
Выживаемость, %
13 сутки опыта.
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
1
5
9
13
0
A
B
C
D
E
17
21
F
G
День
эксперимента
H
Рис. 5.5. Влияние водных растворов сульфата натрия и растворов сульфата
никеля с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л
Na2SO4, B - 2,5 г/л Na2SO4, C - 0,0001 мг/л Ni2+, D - 0,5 г/л Na2SO4 +0,0001 мг/л
Ni2+, E - 2,5 г/л Na2SO4 + 0,0001 мг/л Ni2+, F – 1,0 мг/л Ni2+, G- 0,5 г/л Na2SO4 +
1,0 мг/л Ni2+, H - 2,5 г/л Na2SO4 +1,0 мг/л Ni2+
Из рис. 5.6 видно, что при комбинированном воздействии ионов кобальта
в
низкой
концентрации
(0,0001
мг/л)
и
сульфата
натрия
(2,5
г/л)
жизнеспособность дафний возрастала по сравнению с изолированным
действием Na2SO4 на 40%. При концентрации Co2+ 1 мг/л фактор засоления
усиливал отрицательное действие металла. В пресной воде ионы Co2+ в
концентрации 1,0 мг/л вызывали 50% смертность рачков на 21 сутки, в
слабосоленой воде (0,5 г/л NaCl) 100% гибель рачков отмечалась на 17 сутки, в
солоноватой воде (2,5 г/л NaCl) – на 13 сутки эксперимента.
83
Выживаемость, %
100
90
80
70
60
50
40
30
20
1
5
9
День
13
эксперимента
17
10
0
A
B
C
D
E
F
21
G
H
Рис. 5.6. Влияние водных растворов сульфата натрия и растворов сульфата
кобальта с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л
Na2SO4, B - 2,5 г/л Na2SO4, C - 0,0001 мг/л Co2+, D - 0,5 г/л Na2SO4 +0,0001 мг/л
Co2+, E - 2,5 г/л Na2SO4 + 0,0001 мг/л Co2+, F – 1,0 мг/л Co2+, G- 0,5 г/л Na2SO4 +
1,0 мг/л Co2+, H - 2,5 г/л Na2SO4 +1,0 мг/л Co2+
Из рис. 5.7 видно, что при комбинированном воздействии ионов цинка в
концентрации 0,0001 мг/л и сульфата натрия 2,5 г/л жизнеспособность дафний
возрастала по сравнению с изолированным действием Na2SO4 на 40%. В
присутствии ионов Zn2+ в концентрации 1,0 мг/л фактор засоления влиял
аналогично описанным выше случаям: если в пресной воде ионы цинка в
концентрации 1,0 мг/л вызывали 100% смертность рачков на 14 сутки, в
слабосоленой воде (0,5 г/л Na2SO4) – на 9 сутки, в солоноватой воде (2,5 г/л
Na2SO4) – на 6 сутки эксперимента.
84
Выживаемость, %
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1
5
A
B
9
13
17
C
D
E
F
День
эксперимента
21
G
H
Рис. 5.7. Влияние водных растворов сульфата натрия и растворов сульфата
цинка с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л
Na2SO4, B - 2,5 г/л Na2SO4, C - 0,0001 мг/л Zn2+, D - 0,5 г/л Na2SO4 +0,0001 мг/л
Zn2+, E - 2,5 г/л Na2SO4 + 0,0001 мг/л Zn2+, F – 1,0 мг/л Zn2+, G- 0,5 г/л Na2SO4 +
1,0 мг/л Zn2+, H - 2,5 г/л Na2SO4 +1,0 мг/л Zn2+
Из рис. 5.8 видно, что при комбинированном воздействии ионов Cu2+ в
концентрации 0,0001 мг/л
и сульфата натрия (2,5 г/л) жизнеспособность
дафний возрастала по сравнению с изолированным действием Na2SO4 на 20%.
В присутствии ионов меди в концентрации 1,0 мг/л фактор засоленности не
играл значимой роли для жизнедеятельности рачков, т.е. не зависимо от
концентрации соли Na2SO4 в растворе, 100% гибель рачков D. magna наступала
в течение первых суток.
85
Выживаемость, %
100
90
80
70
60
50
40
30
20
1
5
9
13
17
10
0
A
B
C
D
E
F
День
эксперимента
21
G
H
Рис. 5.8. Влияние водных растворов сульфата натрия и растворов сульфата
меди с различными концентрациями на выживаемость D. magna: A - 0,5 г/л
Na2SO4, B - 2,5 г/л Na2SO4, C - 0,0001 мг/л Cu2+, D - 0,5 г/л Na2SO4 +0,0001 мг/л
Cu2+, E - 2,5 г/л Na2SO4 + 0,0001 мг/л Cu2+, F – 1,0 мг/л Cu2+, G- 0,5 г/л Na2SO4 +
1,0 мг/л Cu2+, H - 2,5 г/л Na2SO4 +1,0 мг/л Cu2+
Таким образом, нами установлено, что наличие в водной среде малых
количеств Co2+, Zn2+, Cu2+ способствовало снижению (20–50%) токсического
эффекта на дафнии хлорида натрия и сульфата натрия в концентрации 2,5 г/л.
Возможно, это связано с участием биогенных металлов в биохимических
процессах, способствующих адаптации дафний к засолению. Отмечено, что
ионы никеля не оказывают подобного действия. С другой стороны, увеличение
хлоридной и сульфатной засоленности воды способствовало усилению
токсического действия ТМ в концентрациях выше ПДКвр. Это можно объяснить
повышением трофической активности рачков под действием соли и, как
следствие, накоплением в их организме большего количества металлов,
вызывающих их гибель.
В таблицах 5.3 и 5.4 представлены результаты комбинированного
воздействия растворов хлорида и сульфата натрия в концентрациях 0,5 и 2,5 г/л
86
и солей Ni, Cu, Co, Zn в концентрациях 0,0001; 1,0 мг/л на репродуктивную
активность дафний.
Отмечено, что при комбинированном воздействии низких концентраций
ионов Co, Ni (0,0001 мг/л) и хлорида натрия (0,5 г/л) увеличивалось количество
молоди по сравнению с изолированным воздействием металлов. Тот же самый
эффект наблюдали при комбинированном воздействии Co, Zn, Ni, Cu (0,0001
мг/л) и сульфата натрия (0,5 г/л).
С другой стороны, присутствие ТМ в низких концентрациях в
солоноватой
среде
(2,5
г/л)
приводило
к
значительному
снижению
рождаемости, особенно высокую токсичность проявляли ионы меди. Так, при
комбинированном воздействии ионов Co, Zn, Ni, Cu (0,0001 мг/л) и хлорида
или сульфата натрия количество молоди дафний уменьшалось по сравнению с
изолированным действием Na2SO4 в 1,5–3 раза. Усиление отрицательного
действия металлов на рождаемость дафний в условиях засоления мы также
связываем с повышением трофической активности рачков.
При высокой концентрации металлов нами не обнаружено различий в
эффектах их изолированного и комбинированного с солями действия.
Появление
мертворожденной
и
уродливой
молоди
не
было
зафиксировано ни в одном исследуемом растворе, что свидетельствует об
отсутствии мутагенной и терратогенной активности солей.
Таким образом, нами отмечено негативное воздействие засоления и солей
ТМ на выживаемость и продуктивность дафний, что в природных условиях
может сказаться на численности особей.
87
Таблица 5.3
Среднее количество родившейся молоди от 1 самки D. magna при инкубировании рачков в растворах хлорида
натрия и хлорида металлов
Количество родившейся молоди D. magna при инкубировании в растворах с концентрацией
День
эксперимента
Me
Контроль
NaCl
0,5 г/л
NaCl
2,5 г/л
8
2*
8
*
11
3
7
27
5*
6*
8
2*
8
11
3*
7
*
27
5
6*
8
2*
8
*
11
3
7
27
5*
6*
8
2*
8
11
3*
7
*
27
5
6*
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
10
15
21
10
15
21
10
15
21
10
15
21
Металл
(Me)
Co2+
Ni2+
Zn2+
Cu2+
0,0001
мг/л
2*
3,2*
3,6*
2,6*
4,2*
4,8*
1,2*
1,6*
3,2*
1,4*
2,2*
3,2*
NaCl
0,5 г/л +
Me
0,0001
мг/л
3*
3*
5*
3*
6*
6*
1,2*
2*
2,4*
1,2*
1,2*
2,2*
NaCl
2,5 г/л +
Me
0,0001
мг/л
0*
3*
4*
2*
4*
5*
1*
1*
3*
0*
2*
0*
1,0 мг/л
NaCl
0,5 г/л +
Me
1,0 мг/л
NaCl
2,5 г/л +
Me
1,0 мг/л
0*
0*
0*
0*
0,6*
0*
-
0*
0*
0*
-
0*
0*
0*
-
Me
88
Таблица 5.4
Среднее количество родившейся молоди от одной самки D. magna при инкубировании рачков в растворах
сульфата натрия и сульфатов металлов
Удельное количество родившейся молоди D. magna при инкубировании в растворах с концентрацией
День
эксперимента
10
15
21
10
15
21
10
15
21
10
15
21
Me
Контроль
Na2SO4
0,5 г/л
Na2SO4
2,5 г/л
8
0
7
*
11
5
6*
*
27
6
6*
8
0
7
11
5*
6*
27
6*
6*
8
0
7
*
11
5
6*
27
6*
6*
8
0
7
11
5*
6*
27
6*
6*
*
– достоверные отличия от контроля (Р=0,95).
Металл
(Me)
Co2+
Ni2+
Zn2+
Cu2+
0,0001
мг/л
2,6*
3,8*
3,8*
2,6*
5,4*
5,4*
1,8*
2,6*
2,6*
2*
2,2*
5,2*
Na2SO4
0,5 г/л +
Me
0,0001
мг/л
3,8*
4,2*
5,2*
5
7
10*
2,6*
5*
7,2*
2*
2,6*
4,2*
Na2SO4
2,5 г/л +
Me
0,0001
мг/л
0,6*
1,8*
1,8*
1,2*
3,4*
5*
1,8*
2,6*
2*
0*
0,8*
1,2*
1,0 мг/л
Na2SO4
0,5 г/л +
Me
1,0 мг/л
Na2SO4
2,5 г/л +
Me
1,0 мг/л
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
0*
-
0,5*
1*
0*
0*
0,6*
0*
-
0*
0*
0*
0*
0*
0*
-
Me
89
5.3 Изучение воздействия водных растворов хлорида и сульфата
натрия и солей тяжелых металлов на трофическую активность D. magna
Str.
Проводилось
исследование
трофической
активности
дафний
в
зависимости от присутствия в среде ионов ТМ и солей натрия в различных
комбинациях. Результаты экспериментов представлены в таблицах 5.5 и 5.6.
Таблица 5.5
Относительные значения трофической активности дафний при
изолированном и комбинированном воздействии NaCl и хлоридов металлов
Стм,
мг/л
Сс,
NiCl2
ZnCl2
CoCl2
CuCl2
Без
металла
0,0001
1,0
0,0001
1,0
0,0001
1,0
0,0001
81,17
42,45
82,68
39,16
94,37
29,04
78,65
±5,7
±7,4
±6,9
±5,9
±8,4
±6,9
±8,3
1,0
г/л
Без
соли
100
NaCl
122,4
132,8
103,2
130,6
98,6
143,9
109,1
113,3
0,5
±8,3
±7,9
±6,1
±8,7
±8,2
±11,2
±9,3
±6,9
NaCl
137,0
140,3
115,9
139,4
124,1
155,7
137,1
127,3
2,5
±10,1
±8,1
±9,9
±7,2
±10,9
±8,7
±7,4
±8,9
0
0
0
Стм – концентрация тяжелых металлов; Сс – концентрация солей натрия.
Полученные данные свидетельствуют о том, что хлорид натрия
стимулировал трофическую активность дафний. Комбинированное действие 0,5
г/л NaCl и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+, Zn2+, Cu2+ приводило к достоверному
увеличению трофической активности рачков на 52, 50, 48, 34%, по сравнению с
изолированным воздействием данных ТМ. При инкубировании рачков в
растворах, содержащих 2,5 г/л NaCl и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+, Zn2+, Cu2+, их
трофическая активность увеличивалась на 60, 61, 56, 48%, соответственно.
Следовательно, с ростом содержания хлорида натрия в воде растет пищевая
90
активность
дафний,
которые
являются
основными
потребителями
одноклеточных гидробионтов.
Отмечено также, что присутствие в слабосоленой среде (0,5 г/л) ионов
Ni2+, Co2+, Zn2+ в концентрации 0,0001 мг/л способствовало увеличению
трофической активности дафний, наибольший эффект наблюдался для ионов
кобальта – увеличение на 20%.
Комбинирование действие 0,5 мг/л NaCl и ионов Ni2+, Co2+, Zn2+ в
концентрации 1,0 мг/л способствовало увеличению трофической активности
рачков на 60, 80, 59% по сравнению с изолированным воздействием данных
ТМ. При инкубировании рачков в растворах, содержащих 2,5 г/л NaCl и Ni2+,
Co2+, Zn2+ в концентрации 1,0 мг/л, их трофическая активность увеличивалась
на 73, 108, 85%, соответственно. Присутствие ионов меди в данной
концентрации приводило к гибели дафний не зависимо от засоленности.
Таблица 5.6
Относительные значения трофической активности дафний при
изолированном и комбинированном воздействии Na2SO4 и сульфатов металлов
Стм,
мг/л
Сс,
Без
металла
г/л
Без
100
соли
NiSO4
ZnSO4
CoSO4
CuSO4
0,0001
1,0
0,0001
1,0
0,0001
1,0
0,0001
92,86
43,72
83,24
28,91
86,09
60,12
80,04
±8,6
±8,1
±7,3
±5,9
±7,9
±8,3
±6,6
Na2SO4
100,0
104,2
104,4
103,3
103,4
98,4
96,6
99,7
0,5
±11,3
±9,4
±9,7
±6,4
±8,6
±7,2
±7,8
±7,3
Na2SO4
104,8
89,8
90,8
100,5
95,1
90,9
93,4
98,1
2,5
±9,1
±7,8
±10,3
±5,7
±9,3
±6,9
±8,2
±9,8
1,0
0
0
0
Стм – концентрация тяжелых металлов; Сс – концентрация солей натрия.
Сульфат натрия в меньшей степени влиял на трофическую активность
дафний. Комбинированное действие 0,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Zn2+, Cu2+
способствовало увеличению трофической активности, по сравнению с
91
изолированным действием исследуемых металлов, на 20, 19%, соответственно.
При инкубировании рачков в растворах содержащих 2,5 г/л Na2SO4 и 0,0001
мг/л Zn2+, Cu2+ их трофичкеская активность увеличивалась на 17, 15%,
соответственно. Трофическая активность дафний инкубированных в растворах
содержащих 2,5 г/л Na2SO4 и 0,0001 мг/л Ni2+, Co2+ фактически не изменялась.
Комбинированное действие 0,5 г/л Na2SO4 и ионов Ni2+, Co2+, Zn2+ в
концентрации 1,0 мг/л способствовало увеличению трофической активности
рачков на 60, 36, 75%, по сравнению с изолированным воздействием. При
инкубировании рачков в растворах содержащих 2,5 г/л Na2SO4 и Ni2+, Co2+, Zn2+
в концентрации 1,0 мг/л их трофическая активность увеличивалась на 47, 33,
66%, соответственно.
Необходимо отметить, что присутствие ионов ТМ (кроме меди 1,0 мг/л) в
среде с сульфатом натрия практически не оказывало влияния на трофическую
активность дафний.
Токсический
эффект
ионов
меди
в
концентрации
1,0
мг/л,
заключающийся в 100%-ной гибели рачков в течение суток, проявлялся во всех
анализируемых средах.
Таким образом, нами установлено:
1)
Установлено
усиление
токсического
воздействия
ТМ
на
микроводоросли в условиях засоления. Металлы в малых концентрациях
(0,0001 мг/л) в присутствии солей натрия проявляли токсическое воздействие в
большей степени, чем в более высоких концентрациях (1,0 мг/л).
2)
(0,0001
Присутствие в водной среде малых количеств Co2+, Zn2+, Cu2+
мг/л)
способствовало
снижению
негативного
влияния
на
жизнеспособность дафний хлорида натрия и сульфата натрия в концентрации
2,5 г/л – выживаемость рачков увеличивалась на 20–50% (Р=0,95). Ионы никеля
не оказывали подобного действия.
3)
Увеличение
хлоридной
и
сульфатной
засоленности
воды
способствовало усилению токсического действия ТМ в концентрациях выше
ПДКвр.
92
4)
Присутствие ТМ в низких концентрациях (0,0001 мг/л) в
солоноватой среде (2,5 г/л) приводило к значительному снижению рождаемости
– в 1,5–3 раза (Р=0,95), особенно высокую токсичность проявляли ионы меди.
При высокой концентрации металлов различий в эффектах их изолированного
и комбинированного с солями действия не было обнаружено.
5)
В условиях хлоридной и сульфатной засоленности ингибирующее
воздействие ТМ на трофическую активность дафний не проявлялось, т.е.
трофическая
активность
Daphnia
magna
не
является
оптимальным
биопараметром для оценки токсичности водной среды.
6) Возможно, повышение трофической активности рачков под действием
солей приводит к накоплению в их организме большего количества ТМ, что
вызывает снижение рождаемости и гибель.
93
Глава 6. ВОЗДЕЙСТВИЕ СОЛЕЙ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ И
ЭЛЕКТРОМАГНИТНОГО ИЗЛУЧЕНИЯ НА ГИДРОБИОНТЫ
Актуальным является вопрос повышения устойчивости гидробионтов к
антропогенным факторам. Согласно литературным данным, одним из факторов,
способствующих адаптации организма к техногенной нагрузке, является КВЧизлучение низкой интенсивности (Зотова, 2007; Карагайчева и др., 2010;
Карагайчева, 2012). Представляло интерес определить характер воздействия
ЭМИ на жизнеспособность представителей фито- и зоопланктона в водной
среде, загрязненной ТМ.
На данном этапе исследований микроводоросли S. quadricauda и рачки D.
magna предварительно облучали миллиметровыми волнами по методике 2.2.7.,
затем инкубировали их в водных растворах хлоридов и сульфатов ТМ и
определяли
интенсивность
флуоресценции
клеток
микроводорослей
и
трофическую активность дафний. Эти значения сравнивали с аналогичными
показателями, полученными в параллельных опытах с использованием
необлученных организмов.
6.1
Изучение
воздействия
солей
тяжелых
металлов
и
электромагнитного излучения на культуру S. quadricauda (Turp.)
Нами изучалось влияние растворов хлоридов и сульфатов Ni, Cu, Co, Zn в
концентрациях
1,0;
0,1;
0,01;
0,001;
0,0001
мг/л
на
интенсивность
флуоресценции клеток микроводорослей S. quadricauda, предварительно
облученных ЭМИ 65 ГГц. Результаты представлены на рис. 6.1. За 100%
(контроль 1) принята интенсивность флуоресценции клеток, необлученных,
инкубированных в водной среде без добавления солей ТМ. На диаграммах
пунктирной линией обозначена интенсивность флуоресценции предварительно
облученных клеток, не подвергнутых воздействию ТМ (контроль 2).
94
Интенсивность флуоресценции, %
140
120
100
80
60
40
20
0
Cu
0,0001 мг/л
0,001 мг/л
Zn
0,01 мг/л
Co
0,1 мг/л
Ni
контроль 1
1 мг/л
контроль 2
А)
Интенсивность флуоресценции, %
140
120
100
80
60
40
20
0
Cu
0,0001 мг/л
0,001 мг/л
Zn
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Co
1 мг/л
Ni
контроль 1
контроль 2
Б)
Рис. 6.1. Относительные значения интенсивности флуоресценции хлорофилла
водорослей, подвергнутых комбинированному воздействию хлоридов (А),
сульфатов (Б) металлов и ЭМИ
95
Из диаграмм (рис. 6.1) видно, что клетки S. quadricauda, предварительно
облученные ЭМИ КВЧ, также как необлученные, чувствительны к присутствию
в водной среде солей металлов даже в малых концентрациях, что проявлялось в
снижении интенсивности флуоресценции хлорофилла. При содержании в среде
хлорида меди, цинка, кобальта, никеля в концентрации ионов 0,0001 мг/л
интенсивность флуоресценции снижалась по сравнению с контролем 2 на 40,
37, 27, 41%, соответственно. Наибольшей токсичностью для клеток водорослей
S. quadricauda обладали ионы меди – интенсивность флуоресценции
хлорофилла в присутствии хлорида меди в концентрациях 0,1 и 1,0 мг/л
снижалась до 100%. Интенсивность флуоресценции хлорофилла облученной
водоросли S. quadricauda в присутствии сульфатов Cu, Zn, Co, Ni в диапазоне
исследуемых концентраций 0,0001–1 мг/л снижалась на 40–92, 35–80, 22–74,
15–71%. Сравнение диаграмм на рис. 6.1А и 6.1Б позволяет заключить, что
хлориды исследуемых металлов проявляли большую токсичность, чем
сульфаты, особенно это заметно на высоких концентрациях.
Отмечено, что значения интенсивности флуоресценции клеток под
воздействием солей кобальта и никеля в малых концентрациях были на уровне
контроля 1, в некоторых случаях выше этого значения.
Чтобы выявить степень влияния ЭМИ КВЧ на S. quadricauda определяли
разность между относительными значениями интенсивности флуоресценции
клеток S. quadricauda, облученных ЭМИ 65 ГГц и подвергнутых воздействию
солей металлов, и аналогичными значениями необлученных клеток. Результаты
исследований представлены на рис. 6.2.
Из диаграмм видно, что воздействие ЭМИ приводит к увеличению
интенсивности флуоресценции микроводорослей: в среде без солей металлов –
на 40% (Р=0,95); в средах с хлоридами ТМ с концентрацией катионов 0,0001
мг/л – в среднем на 20%; в средах с сульфатами ТМ в той же концентрации – на
30–40%.
При
увеличении
концентрации
хлоридов
меди
и
цинка
модифицирующее действие ЭМИ становится не достоверным, в средах с
ионами никеля и кобальта 0,01 мг/л влияние ЭМИ сохраняется. В средах с
96
сульфатами ТМ влияние ЭМИ на микроводоросли сохраняется при содержании
ТМ до 0,01 мг/л, что является ПДКвр Ni2+, Co2+, Zn2+ и составляет 10 ПДКвр Cu2+.
45
40
*
35
Δ, %
30
25
*
*
20
*
*
*
15
*
10
5
0
Cu
0,0001 мг/л
А)
Zn
0,001 мг/л
Co
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Ni
контроль
1 мг/л
45
*
*
40
*
35
Δ, %
30
*
*
*
*
*
25
20
*
*
*
*
15
10
5
0
Cu
Б)
0,0001 мг/л
Zn
0,001 мг/л
Co
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Ni
1 мг/л
контроль
Рис. 6.2. Разность между относительными значениями интенсивности
флуоресценции клеток S. quadricauda, облученных ЭМИ 65 ГГц и
подвергнутых воздействию хлоридов (А), сульфатов (Б) металлов, и
аналогичными значениями необлученных клеток. * – достоверные отличия
облученных от необлученных дафний Р=0,95.
97
Таким образом, однократное 30-и минутное облучение культуры
водорослей до инкубирования в исследуемых растворах значительно снижает
токсический эффект ионов металлов. Чем выше концентрация соли металла и
чем токсичнее металл, тем в меньшей степени проявляется эффект ЭМИ на
клетки микроводорослей.
6.2
Изучение
воздействия
солей
тяжелых
металлов
и
электромагнитного излучения на трофическую активность D. magna Str.
Нами изучалось влияние растворов хлоридов и сульфатов Ni, Cu, Co, Zn в
концентрациях 1,0; 0,1; 0,01; 0,001; 0,0001 мг/л на трофическую активность
рачков D. magna, предварительно облученных ЭМИ 65 ГГц. Результаты
представлены на рис. 6.3. За 100% (контроль 1) принята трофическая
активность дафний, необлученных, инкубированных в водной среде без
добавления солей ТМ. Пунктирной линией обозначена трофическая активность
предварительно облученных рачков, не подвергнутых воздействию ТМ
(контроль 2).
Полученные данные свидетельствуют о том, что все тестируемые
катионы
в указанных концентрациях негативно влияют на трофическую
активность дафний. С увеличением содержания ионов ТМ трофическая
активность рачков уменьшается, независимо от типа аниона.
Наиболее токсичными являются ионы меди. Хлорид и сульфат меди с
содержанием ионов меди 1,0 и 0,1 мг/л вызывают 100%-ую гибель рачков в
течение 24 часов. У рачков, инкубированных в растворах солей меди с
концентрациями Cu2+ 0,0001–0,01 мг/л, трофическая активность снижается на
28–55% по сравнению с контролем 2.
98
140
Трофическая активность,%
120
100
80
60
40
20
0
Cu
0,0001 мг/л
0,001 мг/л
Zn
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Ni
Co
контроль 1
1 мг/л
контроль 2
А)
Трофическая активность, %
140
120
100
80
60
40
20
0
Cu
0,0001 мг/л
0,001 мг/л
Zn
0,01 мг/л
0,1 мг/л
Ni
1 мг/л
Co
контроль
контроль 2
Б)
Рис. 6.3. Относительные значения трофической активности D. magna,
подвергнутых комбинированному воздействию хлоридов (А), сульфатов (Б)
металлов и ЭМИ
99
Наблюдается однотипное уменьшение трофической активности дафний
относительно контроля 2 с ростом концентрации ионов цинка, никеля, кобальта
с 0,0001 до 1,0 мг/л – на 34–78, 21–64, 25–75%, соответственно.
Сравнивая степень влияния ионов ТМ, необходимо отметить меньшее
воздействие на дафний сульфата никеля в концентрациях 0,0001 и 0,001 мг/л,
реализуемое в снижении трофической активности рачков на 21 и 12%
соответственно, относительно контроля 2.
Чтобы выявить степень влияния ЭМИ КВЧ на D. magna определяли
разность между относительными значениями трофической активности рачков,
облученных ЭМИ 65 ГГц
и подвергнутых воздействию солей металлов, и
аналогичными значениями необлученных дафний. Результаты исследований
представлены на рис. 6.4.
Из диаграмм видно, что в водной среде в отсутствии металлов
трофическая активность у облученных рачков выше на 40% трофической
активности
необлученных
особей.
Достоверные
отличия
трофической
активности облученных и необлученных дафний обнаружены в средах с
сульфатами ТМ и хлоридами меди и никеля с содержанием катионов 0,0001,
0,001 мг/л. Ионы меди в концентрациях 1,0 и 0,1 мг/л вызывают 100%-ую
гибель животных, как необлученных, так и облученных ЭМИ.
Следовательно, на дафниях нами обнаружен тот же эффект ЭМИ КВЧ –
повышение жизнеспособности организмов в водных средах, загрязненных
солями ТМ, причем солей меди – на уровне ПДКвр.
100
45
40
35
*
Δ, %
30
25
20
* *
15
10
5
0
Cu
0,0001 мг/л
Zn
0,001 мг/л 0,01 мг/л
Co
0,1 мг/л
Ni
контроль
1 мг/л
А)
45
40
*
35
Δ, %
30
25
20
15
*
*
*
*
*
*
*
10
5
0
Cu
0,0001 мг/л
Zn
0,001 мг/л
Co
0,01 мг/л
0,1 мг/л
1 мг/л
Ni
контроль
Б)
Рис. 6.4. Разность между относительными значениями трофической активности
D. magna, облученных ЭМИ 65 ГГц и подвергнутых воздействию хлоридов
(А), сульфатов (Б) металлов, и аналогичными значениями необлученных
рачков. * – достоверные отличия облученных от необлученных клеток Р=0,95.
101
Таким образом, нами установлено, что кратковременное воздействие
ЭМИ КВЧ 65 ГГц низкой интенсивности на микроводоросли S. quadricauda
перед инкубированием их в среде с хлоридами ТМ (с концентрацией ионов
меди, никеля, цинка и кобальта меньше 0,01 мг/л) приводит к увеличению через
сутки интенсивности флуоресценции клеток по сравнению с необлученными
образцами, что свидетельствует о росте численности клеток и интенсификации
фотосинтеза. Тот же эффект КВЧ-излучения отмечен для D. magna –
увеличивается их трофическая активность.
Облучение представителей фито- и зоопланктона миллиметровыми
волнами
низкой
интенсивности
можно
проводить
на
стадии
их
культивирования для применения в пастбищной аквакультуре и в технологиях
ремедиации пресных водоемов.
102
ВЫВОДЫ
Установлено, что ионы Cu2+, Zn2+, Co2+ и Ni2+ в концентрациях
1.
0,0001–1,0 мг/л, что в 100 и 10 раз ниже ПДКвр, угнетают фотосинтетическую
активность
S.
quadricauda
на
47–95%,
42–90%,
34–80%
и
20–60%,
соответственно, наибольшее воздействие оказывают ионы меди и цинка.
Исследуемые ионы ТМ в концентрациях 0,0001–0,01 мг/л не влияют на
выживаемость D. magna, но уменьшают рождаемость рачков в среднем на 80%;
в концентрациях 0,1 и 1 мг/л ионы Cu2+ проявляют острую токсичность, ионы
Zn2+, Co2+ и Ni2+ – хроническую токсичность. Ионы Cu2+, Zn2+ (0,0001–0,01
мг/л), Co2+ (0,01 мг/л) снижают трофическую активность дафний на 20–43, 18–
30, 25%, соответственно. Вид аниона (хлорид, сульфат) в составе солей
металлов не влияет на характер их воздействия на микроводоросли и рачков.
При моделировании засоления водной среды установлено, что в
2.
средах с NaCl (1,0–5,0 г/л) фотосинтетическая активность S. quadricauda
немонотонно снижается на 5–38%, в средах с Na2SO4 (1,0–5,0 г/л) уменьшается
на 20%. Засоление негативно влияет на выживаемость и рождаемость D. magna.
Увеличение концентрации хлорида и сульфата натрия с 1,0 до 2,5 г/л снижает
выживаемость дафний на 21 сутки с 80 до 40%, с 90 до 60%, соответственно. Во
всех исследуемых растворах количество молоди снижается в 3–5 раз по
сравнению с контролем. В условиях хлоридного засоления (0,5–2,5 г/л NaCl)
трофическая активность дафний увеличивается на 20–38%, в условиях
сульфатного засоления практически не изменяется.
Комбинированное воздействие ионов ТМ в концентрациях 0,0001
3.
мг/л и солей натрия (0,5 г/л) приводит к уменьшению фотосинтетической
активности
микроводорослей
в
среднем
на
23
%
по
сравнению
с
изолированным воздействием ТМ. Металлы в малых концентрациях (0,0001
мг/л)
в
условиях
засоления
проявляют
токсическое
воздействие
на
микроводоросли в большей степени, чем в более высоких концентрациях (1
мг/л).
103
При комбинированном воздействии ТМ в низких концентрациях
4.
(0,0001 мг/л) и солей натрия (2,5 г/л) происходит
снижение рождаемости
дафний в 1,5–4 раза, по сравнению с изолированным действием каждого из
факторов, наиболее высокую токсичность проявляют ионы меди. В условиях
хлоридной
и
концентрациях
сульфатной
выше
ПДК
засоленности
на
токсическое
выживаемость
действие
дафний
ТМ
возрастает,
в
но
ингибирующее воздействие металлов на трофическую активность дафний не
проявляется.
5.
Кратковременное
воздействие
ЭМИ
КВЧ
65
ГГц
низкой
интенсивности (ППЭ 120 мкВт/мин·см2) на S. quadricauda и D. magna
способствует улучшению показателей их жизнеспособности в воде и в водных
растворах солей ТМ с концентрацией ионов меди, никеля, цинка и кобальта
меньше
0,01
мг/л.
Фотосинтетическая
активность
микроводорослей
и
трофическая активность дафний после воздействия ЭМИ увеличивается в
водной среде на 40%, в средах с хлоридами и сульфатами ТМ – на 15–40%.
104
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1.
Аладин
Н.В.
Соленостные
адаптации
и
осморегуляторные
способности ветвистоусых ракообразных / Н.В. Аладин // Зоологический
журнал. – 1982. – Т. LXI, вып.3. – с.341–351.
2.
Аладин Н.В. Микроскопическое исследование жидкости из яиц и
эмбрионов ветвистоусых ракообразных / Н.В. Аладин, Р.С. Вальдивия Виллар //
Гидробиологический журнал. – 1987. –Т. 23, № 2. – с.93–97.
3.
Алекин
О.А.
Основы
гидрохимии
/
О.А.
Алекин.
-
Л.:
Гидрометеоиздат, 1948. – 207 с.
4.
Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях / Ю.В.
Алексеев. – Л.: Агропромиздат, 1987. – 142 с.
5.
Алиева
М.Ю.
Зависимость
флуоресцентных
параметров
микроводорослей Каспия от антропогенного загрязнения/ М.Ю. Алиева, А.Т.
Мамаев, М.Х.-М. Магомедова // Юг России: экология, развитие. – 2008. – №2.
с.36–39.
6.
Алимов А.Ф. Введение в продукционную гидробиологию /А.Ф
Алимов. – Л.: Гидрометеоиздат, 1989. – 152 с.
7.
Арустамов Э.А. Природопользование / Э.А. Арустамов. – М.:
Дашков и Ко, 2003. – 312 с.
8.
Бабаян Ю.С. Некоторые физико-химические свойства ДНК,
облученной
низкоэнергетическими
миллиметровыми
когерентными
электромагнитными волнами / Ю.С. Бабаян, П.О. Вардеванян, А.П. Антонян и
др. // Биомедицинские технологии и радиоэлектроника. – 2006. – № 11. – с. 64–
68.
9.
Бабкина С.С. Определение и прогнозирование содержания в
природной воде ионов тяжелых металлов на примере меди, цинка, железа и
марганца/С.С. Бабкина [и др.] // Учен.зап.Казан.ун-та. Сер.Естеств. наук. –
2013. – Т.155, кн.1. – с.87–94.
105
10.
Багаева Т.В. Микробиологическая ремедиация природных систем
от тяжелых металлов. / Т.В. Багаева, Н.Э. Ионова, Г.В. Надеева. – Казань:
Казанский университет, 2013. – 56с.
11.
Барышников И.И. Тяжелые металлы в окружающей среде –
проблема экологической токсикологии / И.И. Барышников // Экологическая
химия. – 1997. – №6. – с.102–105.
12.
Белоногова Ю.В. Экологические последствия влияния тяжелых
металлов на гидробионтов: автореф. дис… канд.биол.наук. / Ю.В. Белоногова. –
Волгоград. – 1999. – 22 с.
13.
Бецкий О.В. Электромагнитные миллиметровые волны и живые
организмы / О.В. Бецкий, Н.Д. Девятков // Радиотехника. –1996. – № 9. –с. 4–11.
14.
Бецкий О.В. Биологические эффекты миллиметровых волн низкой
интенсивности
/
О.В.
Бецкий,
Н.Н.
Лебедева
//
СВЧ-техника
и
телекоммуникационные технологии: материалы 12-й Междунар. Крымской
конф. (КрыМиКо’2002). – 2-е изд., испр. и доп. – Севастополь: Вебер, 2005. – С.
67–71.
15.
Бингам Ф.Т. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов /Ф.Т.
Бингам [и др.]. – М.:Мир, 1993. – 368с.
16.
Биргер Т.И. Метаболизм водных беспозвоночных в токсической
среде / Т.И. Биргер. – Киев: Наукадумка, 1979. – 189 с.
17.
Богдановский Г.А. Химическая экология /Г.А. Богдановский. – М.:
Изд-во МГУ, 1994. – 237с.
18.
Бондарев Л.Г. Микроэлементы – благо или зло / Л.Г. Бондарев. –
М.: Знание, 1984. – 144 с.
19.
Брагинский Л.П. Пресноводный планктон в токсической среде /
Л.П. Брагинский, И.М. Величко, Э.П. Щербань.– Киев: Наукадумка, 1987. – 180
с.
20.
Брукс Р.Р. Загрязнение микроэлементами // Химия окружающей
среды: пер. с англ. – М.: Химия, 1982. – с.371–413.
106
21.
Бучельников М.А. Химическое загрязнение ряда водоемов г.
Новосибирска / М.А. Бучельников [и др.]//Научные проблемы транспорта
Сибири и Дальнего Востока. – 2012. – №2. – с.345-348.
22.
Будников Г.К. Экологический мониторинг суперэкотоксикантов /
Г.К. Будников, В.Н. Майстренко, Р.З. Хамитов. – М.: Химия, 1996. - 320 с.
23.
Будников, Г.К. Тяжелые металлы в экологическом мониторинге
водных систем / Г.К. Будников // Соросовский образовательный журнал. – 1998.
– №5. – с. 23–29.
24.
Быстров В.С. Динамика систем с водородными связями /
В.С.Быстров // Биомедицинская радиоэлектроника. – 2000. – №3. – с. 34–40.
25.
Власова Е.С. Чувствительность биотеста на основе водоросли
Chlorella vulgaris к тяжелым металлам / Е.С. Власова // Объединение субъектов
Российской Федерации и проблемы природопользования в Приенисейской
Сибири:
Сборник
тезисов
межрегиональной
научно-практической
конференции. – 2005. – с. 430.
26.
Воробьев Л.Н. Особенности проницаемости растительных клеток и
их солеустойчивость / Л.Н. Воробьев [и др.] // Вопросы солеустойчивости
растений: мат. Всесоюз. конф. – Ташкент, 1973. – с. 58–74.
27.
Галатова Е.А. Особенности накопления и распределения тяжелых
металлов в системе вода – донные отложения – гидробионты: на примере реки
Уй: автореф. дис. канд. биол. наук: 03.00.16/ Е.А. Галатова. – Троицк, 2007. – 20
с.
28.
Гапеев
А.Б.
Механизмы
биологического
действия
электромагнитного излучения крайне высоких частот на клеточном уровне /
А.Б. Гапеев, Н.К. Чемерис // Биомедицинские технологии и радиоэлектроника.–
2007. – № 4. – с. 44–61.
29.
Гапочка Л.Д. Опосредованное воздействие электромагнитного
излучения на рост микроводорослей / Гапочка Л.Д. [и др.] // Биомедицинские
технологии и радиоэлектроника. – 2003. – № 1. – с. 33–36.
107
30.
Гапочка Л.Д. Оценка влияния электромагнитного излучения на
гидробионты
и
среду
их
обитания
с
использованием
культуры
микроводорослей в качестве биотеста / Л.Д. Гапочка, М.Г. Гапочка, Т.С.
Дрожжина, О.Б. Шавырина // IV Международная конференция «Актуальные
проблемы современной альгологии». – Киев, 2012. – с. 67–70.
31.
Гильденскольд Ю.В. Тяжелые металлы в окружающей среде и их
влияние на организм / Ю.В. Гильденскольд // Гигиена и санитария. – 1992. –
№5. –с.6–8.
32.
Глазунова И.А. Содержание и особенности распределения тяжелых
металлов в органах и тканях рыб верхней Оби / И.А. Глазунова //Известия
Алтайского государственного университета. – 2007. – №3. – с.20–22.
33.
Голованова И.А. Влияние меди, цинка и кадмия на активность
карбогидраз водных беспозвоночных / И.Л. Голованова, Т.В. Фролова //
Биология внутренних вод. – 2005. – №4. – с.77–83.
34.
Голованова И.Л. Влияние тяжелых металлов на физиолого-
биохимический статус рыб и водных беспозвоночных / И.Л. Голованова //
Биология внутренних вод. – 2008. – №1. – с.99–108.
35.
Голованова И.Л. Раздельное и сочетанное влияние температуры, рН
и тяжелых металлов (Cu, Zn) на активность карбогидраз кишечника рыб / И.Л.
Голованова //Токсикологический вестник. – 2011. – №1. – с.32.
36.
Горюнова С.В. Поглощение смесей цинка, кадмия и кобальта
водорослями Scenedesmus quadricauda / С.В. Горюнова, В.Н. Максимов, С.Е.
Плеханов // Вест. моск. уни-та, сер.16., Биология. – 1996. – №1. – с.54–60.
37.
Государственный доклад «О состоянии и об охране окружающей
среды Российской Федерации в 2011 году.– М.: НИА-Природа, 2012.–351 с.
38.
Государственный доклад «О состоянии и об охране окружающей
среды Российской Федерации в 2012 году.– М.: НИА-Природа, 2013.–450 с.
39.
Грановский Э.И. Современные методы определения тяжелых
металлов и их применение для биологического мониторинга / Э.И. Грановский,
Б.А. Неменко – Алма-Ата, 1990.– с. 40–73.
108
40.
Григорьев Ю.С. Трансплантационная лихеноиндикация загрязнения
воздушной среды на основе замедленной флуоресценции хлорофилла / Ю.С.
Григорьев, М.А. Бучельников // Экология. – 1997.– №6.– с. 465–467.
41.
Григорьев Ю.С. Влияние связывания тяжелых металлов на
результаты биотестирования токсичности природных и сточных вод / Ю.С.
Григорьев, В.Н. Бурмакин, Н.С. Бондарев // Вест. красн. гос. ун-та, сер.
Естественные науки. – 2005. – № 5. – с. 125 –128
42.
Григорьев Ю.С. Технологии оперативного контроля качества вод
методами биологического тестирования/ Ю.С. Григорьев [и др.] // Объединение
субъектов РФ и проблемы природопользования в Приенисейской Сибири:
Сборник
тезисов
межрегиональной
научно-практической
конференции.–
Красноярск, 2005. – с.261–262.
43.
Григорьев Ю.С. Биодоступность тяжелых металлов в природных и
сточных водах / Ю.С. Григорьев [и др.] // Современные проблемы водной
токсикологии: Сборник тезисов международной конференции памяти д.б.н.
проф. Б.А. Флерова.– Борок, 2005. – с.33.
44.
Григорьев Ю.С. Методика определения токсичности водных
вытяжек из почв, осадков сточных вод и отходов, питьевой, сточной,
природной воды по смертности тест-объекта Daphnia magna Straus (ПНД Ф
14.1:2:4.12-06 16.1:2.3.3.9-06) / Ю.С. Григорьев, Т.Л. Шашкова. – Москва, 2006.
– 44 с.
45.
Григорьев Ю.С. Оперативная оценка токсичности вод методами
регистрации
флуоресценции
хлорофилла/
Ю.С.
Григорьев
[и
др.]
//
Экологические проблемы промышленных городов: Сборник научных струдов
Всероссийской научно-практической конференции с международным участием.
– Саратов, 2009. – Ч.1. – с.65–68.
46.
Давыдова С.Л. Тяжелые металлы как супертоксиканты XXI века /
С.Л. Давыдова, В.И. Тагасова. – М.:Изд-во РУДН. – 2002. – 140с.
109
47.
Демина
Л.Л.
Геохимические
особенности
биоаккумуляции
некоторых тяжелых металлов в бассейне Гуаймас (Калифорнийский залив)./
Л.Л. Демина, С.В. Галкин // Океанология. – 2009. – Т.49, № 5. – с.751–761.
48.
Дмитриева А.Г. Физиология растительных организмов и роль
металлов. / А.Г. Дмитриева, О.Н. Кожанова, Н.Л. Дронина. – М.: Изд-во МГУ,
2002. – 159 с.
49.
Догель В.А. Зоология беспозвоночных: Учебник для ун-тов. Под
ред. проф. Полянского Ю.И./ В.А. Догель – М.: Высш.школа, 1981. – 606 с.
50.
Досон Р. Справочник биохимика / Р. Досон, Д. Эллиот, У. Эллиот,
К. Джонс.– М.: Мир, 1991. – 544 с.
51.
Евтушенко Н.Ю. Формы нахождения тяжелых металлов в воде и
накопление их рыбами в условиях тепловодного выращивания / Н.Ю.
Евтушенко, Ю.М. Сытник, H.H. Осадчая //2-я Всес. конф. по р/х токсикологии:
Тез. докл. – СПб.,1991.–Т.1.–с.178–179.
52.
Ершов Ю.А Механизмы токсического действия неорганических
соединений / Ю.А. Ершов, Т.В. Плетенева. – М.: Медицина, 1989. – 272 с.
53.
Жутов А.С. Использование макрофитов для деминерализации
искусственных водоемов / А.С. Жутов, С.М. Рогачева, Т.И. Губина // Проблемы
региональной экологии. – 2008. – №4 – с.99–101.
54.
Зилов Е.А. Гидробиология и водная экология (организация,
функционирование и загрязнение водных экосистем)/ Е.А. Зилов. – Иркутск:
Изд-во Иркут. гос. ун-та, 2008. – 147 с.
55.
Зотова
Е.А.
Влияние
комбинированного
воздействия
электромагнитного излучения и химических реагентов на биологические
системы: автореф. дис. канд. биол. наук: 03.00.16 / Е.А. Зотова. – Саратов, 2007.
–19 с.
56.
Зотова Е.А. Биологические эффекты воздействия миллиметрового и
субмиллиметрового
излучения
/Е.А.
Зотова,
Ю.А.
Малинина,
А.Ю.
Сомов//Известия Самарского научного центра РАН. – 2008. – Т.10, №2. – с.636–
641.
110
57.
Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе «почва – растение»./ В.Б.
Ильин – Новосибирск: Наука, 1991.–151с.
58.
Ильин В.Б. Экология промышленных городов /В.Б. Ильин //
Тяжелые металлы и радионуклиды в экосистемах. Мат. науч.-практ.
конференции.– 1994.–с.42–48.
59.
Ильин В.Б. Микроэлементы и тяжелые металлы в почвах и
растениях Новосибирской области./ В.Б. Ильин, А.И. Сысо – Новосибирск:
Изд-во СО РАН, 2001. – 229 с.
60.
Кабата-Пендиас А. Микроэлементы в почвах и растениях/ Кабата-
Пендиас А., Пендиас Х. – М.: Мир, 1989. – 439 с.
61.
Калайда М. Л. Гидробиология/ М.Л. Калайда, М.Ф. Хамитова. –
СПб.: Проспект Науки, 2013. – 192 с.
62.
Калетина Н.И. Токсикологическая химия. Метаболизм и анализ
токсикантов / Н.И. Калетина – М.: ГЭОТАР-Медиа, 2007. – 1008 с.
63.
Карагайчева Ю.В. Биохимические исследования крови животных,
подвергнутых комбинированному воздействию ацетата свинца и ЭМИ 65 ГГц /
Ю.В. Карагайчева, С.М. Рогачева, С.И. Баулин // Известия Самарского
научного центра Российской академии наук. – 2010. Т.12 (33). – № 1 (8). – с.
1973–1975.
64.
Карагайчева
Ю.В.
Сочетанное
действие
электромагнитного
излучения 65 ГГц и ацетата свинца на лабораторных животных: автореф. дис….
канд. биол. наук: 03.02.08 / Ю.В. Карагайчева. – Саратов, 2012. – 20 с.
65.
Карташева Н.В. Методы изучения зоопланктона. Практическая
гидробиология/ Н.В. Карташева, Е.Ф. Исакова, А.Г. Недосекин – М.:ПИМ.
2006.– с. 165–245.
66.
Кенжегалиев М.К. Содержание тяжелых металлов в основных
промысловых видах рыб и моллюсках нижнего течения реки Урал / М.К.
Кенжегалиев, А.Б. Бигалиев, А.А. Абилгазиева // Док. II Междунар. науч.практ. конф. «Тяжелые металлы, радионуклиды и элементы-биофилы в
окружающей среде».– Семипалатинск, 2002. – с. 223–227.
111
67.
Киричук
Г.Е.
Особенности
накопления
тяжелых
металлов
пресноводными моллюсками / Г.Е. Киричук // Вiсн. Житомир. пед. ун-ту. Сер.
Биол. – 2002. – Вып. 10. – с. 170–175.
68.
Клерман А.К. Влияние минерализации среды на токсичность меди и
кадмия для пресноводных гидробионтов / А.К. Клерман [и др.] // Биология
внутренних вод. – 2004. – № 2. – с. 84–88.
69.
Константинов А.С. Общая гидробиология / А.С. Константинов. –
М.: Высш. школа, 1986. – 472 с.
70.
Кончиц В.В. Характеристика условий выращивания и питания
двухлетков судака в поликультуре прудовых рыб / В.В. Кончиц [и др.] //
Актуальные проблемы интенсивного развития животноводства: сборник
научных трудов / Учреждение образования «Белорусская государственная
сельскохозяйственная академия». – Горки, 2010. – Вып. 13, ч. 1. – с. 341–348.
71.
Крамаренко В.Ф. Токсикологическая химия / В.Ф. Крамаренко –
Киев: Выща школа, Головное изд-во, 1989. – 447 с.
72.
Кудрин А.В. Иммунофармакология микроэлементов / А.В. Кудрин
[и др.] – М.:Изд-во КМК, 2000. – 537с.
73.
Курляндский Б.А. Общая токсикология / Б.А. Курляндский, В.А.
Филов. – М.: Медицина, 2002. – 608 с.
74.
Кутикова
Л.А
Определению
пресноводных
беспозвоночных
Европейской части СССР (планктон и бентос) / Л.А. Кутикова, Я.И.
Старобогатов. – Л.: Гидрометеоиздат, 1977. – 512 с.
75.
Куценко С.А. Основы токсикологии /С.А. Куценко. – М.: Фолиант,
2004. – 570 с.
76.
Леменовский Д.А. Соединения металлов в биологии и медицине /
Д.А. Леменовский // Соросовский образовательный журнал. – 1997. – Т.9, с.48–
53.
77.
Лесников Л.А. Методика оценки влияния воды из природных
водоемов на Daphnia magna S./ Методики биологических исследований по
водной токсикологии./ Л.А. Лесников – М.: Наука. – 1971. – с. 157–166.
112
78.
Лесников Л. А. Методика биотестирования с использованием
дафний. Руководство по определению методом биотестирования токсичности
вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов. / Л. А.
Лесников [и др.] – М.: РЭФИА, НИА-Природа. – 2002. – с. 46–54.
79.
Линник П.Н. Формы миграции металлов в пресных поверхностных
водах/ П.Н. Линник, Б.И. Набиванец. – Л.: Гидрометеоиздат, 1986. – 270 с.
80.
Линник П.Н. Оценка токсичности форм меди в природных водах
методом биотестирования в сочетании с хемилюминесцентным определением
концентрации свободных ионов Cu2+ / П.Н. Линник, Э.П. Щербань //
Экологическая химия. – 1999.– Т. 8, № 3. – с. 168–176.
81.
Линник
Р.П.
Методы
исследования
сосуществующих
форм
металлов в природных водах (Обзор) / Методы и объекты химического
анализа./ Р.П. Линник, П.Н. Линник, О.А. Запорожец. – 2006. – Т. 1, № 1. – с. 4–
26.
82.
Лузгин В.К. Морфофизиологические изменения дафний при
кратковременном воздействии солей тяжелых металлов, их обратимость и
влияние на продуктивность популяции: дис. канд. биол. наук: 03.00.18/ В.К.
Лузгин. – Ленинград, 1983. – 203 с.
83.
Лукьянов А.А. Влияние СВЧ- и КВЧ-излучения на гетеротрофных и
фототрофных партнеров смешанных культур микроорганизмов: автореф. дис.
канд. биол. наук: 03.00.25 / А.А. Лукьянов. – Москва, 2007. –20 с.
84.
Майстренко
В.Н.
Эколого-
аналитический
мониторинг
супертоксикантов. / В.Н. Майстренко, Р.З. Хамитов, Г.К. Будников. – М.:
Химия, 1996. – 319 с.
85.
Манихин В.И. Растворенные и подвижные формы тяжелых
металлов в донных отложениях пресноводных экосистем. / В.И. Манихин, А.И.
Никаноров – СПб: Гидрометеоиздат, 2001. – 182 с.
86.
Мануйлова Е.Ф. Ветвистоусые рачки (Cladocera) фауны СССР.
Определители по фауне СССР/ Е.Ф. Мануйлова – М.; Л.: ЗИН АН СССР, 1964.
– 327 с.
113
87.
Маторин
Д.Н.
Люминесценция
хлорофилла
в
культурах
микроводорослей и природных популяциях фитопланктона / Д.Н. Маторин,
П.С. Венедиктов // Итоги науки и техники. ВИНИТИ. Сер.Биофизика. – 1990. –
Т.40.– с.49–100.
88.
Маторин Д.Н. Использование флуоресцентных методов измерения
активности фотосистемы II при биомониторинге фитопланктона. / Д.Н.
Маторин //Биофизика. – 2000. – Т.45, №3. – с.491–494.
89.
Маторин
Д.Н.
Оценка
качества
среды
инструментальными
методами с использованием фототрофных организмов / Д.Н. Маторин, С.И.
Погосян,
А.В.
Смуров//
Биологический
контроль
окружающей
среды.
Биоиндикация и биотестирование / Под ред. О.П. Мелехова, Е.И. Егорова – М.:
Изд-во Академия, 2007.– с.243–246.
90.
Маторин Д.Н. Биотестирование токсичности вод по скорости
поглощения
дафниями
флуоресценции
микроводорослей,
хлорофилла
/
Д.Н.
регистрируемых
Маторин
//Вестник
с
помощью
Московского
университета. Сер.16. Биология. – 2009.–№3.–с.28–33.
91.
Медянкина М.В. Экотоксикологическая оценка донных отложений
загрязняемых водных объектов: дис.канд.биол.наук:03.00.18/ М.В. Медянкина.
– Москва, 2007. – 118 с.
92.
Мецлер Д. Биохимия: Химические реакции в живой клетке. М.:
Мир, 1990. – Т.2. – 608 с.
93.
Моисеенко Т.И. Оценка экологической опасности в условиях
загрязнения вод металлами / Т.И. Моисеенко // Водные ресурсы. –1999. –Т. 26,
№ 2. –с. 186–197.
94.
Моисеенко
Т.И.
Антропогенная
изменчивость
пресноводных
экосистем и критерии оценки качества вод /Т.И. Моисеенко // Проблемы
экологического мониторинга и моделирования экосистем. – 2003. – Т. 19. –с.
72.
114
95.
Моисеенко
Т.И.
Экотоксикологическая
оценка
последствий
загрязнения вод р. Волги. / Т.И. Моисеенко [и др.] //Водные ресурсы. – 2005. –
Т. 32., № 4. – с. 410–424.
96.
Моисеенко Т.И. Микроэлементы в поверхностных водах суши и
особенности их водной миграции / Т.И. Моисеенко, Н.А. Гашкина // Доклады
Академии наук. – 2005.– Т. 405, № 3.– с. 395–400.
97.
Моисеенко Т.И. Рассеянные элементы в поверхностных водах
суши: Технофильность, биоаккумуляция и экотоксикология / Т.И. Моисеенко,
Л.П. Кудрявцева, Н.А. Гашкина.– М.: Наука, 2006. – 261 с.
98.
Моисеенко Т.И. Концепция «здоровья» экосистем в оценке качества
вод./ Т.И. Моисеенко// Экология. – 2008. – № 5.– с. 30–34.
99.
Моисеенко Т.И. Водная экотоксикология: теоретические принципы
и практическое приложение / Т.И. Моисеенко // Водные ресурсы. – 2008. – Т.
35, № 5. – с. 554–565.
100. Моисеенко
Т.И.
Водная
экотоксикология.
Теоретические
и
прикладные аспекты. – Наука, 2009. – 400 с.
101. Мосс Д. Ферменты. Пер. с англ. / Д. Мосс.– М.: Мир, 1970.– 128 с.
102. Мур Дж.В. Тяжелые металлы в природных водах: контроль и
оценка влияния./ Дж.В. Мур, С. Рамамурти – М.: Мир, 1987. – 288 с.
103. Нахшина Е.П. Тяжелые металлы в системе «вода – донные
отложения» водоѐмов (обзор) / Е.П. Нахшина // Гидробиологический журнал. –
Т. 21. – №2. – 1985. – с. 80.
104. Небольсин А.Н. Известкование почв, загрязненных тяжелыми
металлами/ А.Н. Небольсин [и др.] // Агрохимия.– 2004.– № 3. –с. 48–54.
105. Никаноров А.М. Гидрохимия: Учебник.– 2-е изд., перераб. и доп. /
А.М. Никаноров – СПб.: Гидрометеоиздат, 2001.–444 с.
106. Новиков М.А. Исследование токсичности CuCl2 для Scenedesmus
quadricauda с использованием люминесцентных характеристик/ М.А. Новиков,
А.Г. Дмитриева, А.В. Рязанова, В.А. Веселовский / Гидробиол. журн. – 1989. –
Т. 25, № 4. – с. 75–79.
115
107. Обзор состояния и загрязнения окружающей среды в Российской
Федерации за 2010 год. –М.: Росгидромет, 2011. – 188 с.
108. Обзор состояния и загрязнения окружающей среды в Российской
Федерации за 2011 год. –М.: Росгидромет, 2012. – 256 с.
109. Обзор состояния и загрязнения окружающей среды в Российской
Федерации за 2012 год. – М.: Росгидромет, 2013. – 178 с.
110. Остроумова С.А. Взаимодействие меди с гидробионтами в связи с
экологическим мониторингом и изучением роли водных организмов в
биогеохимических потоках / С.А. Остроумова [и др.] // Экология водоемов. –
2007. – № 4. – с.54–68.
111. Петросян В.И. Физика взаимодействия миллиметровых волн с
объектами различной природы / Петросян В.И. [и др.] // Радиотехника. –1996. –
№ 9. – с. 20–31.
112. Пилипенко А.Т. Справочник по элементарной химии/ под ред. А.Т.
Пилипенко.– К.: Наукова думка, 1977. – 544 с.
113. Плеханов С.Е. Влияние сульфат-ионов на рост и эффективность
первичных процессов фотосинтеза культуры Scenedesmus quadricauda / С.Е.
Плеханов, И.М. Аль-Сальман, М.М. Телитченко // Гидробиологический
журнал. – 1990. – Т. 26, № 6. – с. 37–42.
114. Плеханов С.Е. Характеристики роста и эффективность первичных
процессов фотосинеза культуры Scenedesmus quadricauda при действии цинка,
кадмия и кобальта / С.Е. Плеханов, И.А. Жолдакова, В.Н. Максимов //Вестник
московского университета. Серия биология.–1990.–№3. –с.68–73.
115. Плеханов С.Е. Ранние эффекты токсического действия цинка,
кобальта, кадмия на фотосинтетическую активность водоросли Chlorella
pyrenoidosa Chick S-39 / С.Е. Плеханов, Ю.К. Чемерис // Известия Академии
Наук. Сер. биол. –2003. –№ 5. –с. 610–616.
116. Полынов
В.А.
Действие
низких
концентраций
меди
на
фотоингибирование фотосистемы II у Chlorella vulgaris (Beijer)/ В.А. Полынов
[и др.] // Физиология растений. – 1993. – т. 40. – № 5. – с. 754–759.
116
117. Пономарев С.В. Физиологические основы создания полноценных
комбинированных кормов с учетом этапности развития организма лососевых и
осетровых рыб/С.В. Пономарев, Е.А. Гамыгин, А.Н. Канидьев// Вестник АГТУ.
Сер.: Рыбное хозяйство. – 2010. – №10. – с.132–139.
118. Попов П.А. Накопление и распределение тяжелых и переходных
металлов в рыбах Новосибирского водохранилища / П.А. Попов, Н.В.
Андросова, Г.Н. Аношин.// Вопросы ихтиологии. – 2002. – т. 42. – №2.
119. Попов А.Н. Исследование трансформации соединений металлов в
поверхностных водах / А.Н. Попов, О.В. Беззапонная // Водные ресурсы. –
2004. – Т. 31, № 1. – с. 46–50.
120. Приказ Федерального агентства по рыболовству от 18 января
2010 г. № 20 «Об утверждении нормативов качества воды водных объектов
рыбохозяйственного значения, в том числе нормативов предельно допустимых
концентраций вредных веществ в водах водных объектов рыбохозяйственного
значения».
121. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в
воде
водных
объектов
хозяйственно-питьевого
и
культурно-бытового
водопользования: Гигиенические нормативы. ГН 2.1.5.1315-03. - М: Российский
регистр
потенциально
опасных
химических
и
биологических
веществ
Министерства здравоохранения Российской Федерации, 2003.
122. Прохоцкая В.Ю. Типы ответных реакций модельной популяции
микроводоросли Scenedesmus quadricauda (Turp.) Breb. при различных режимах
интоксикации/ В.Ю. Прохоцкая [и др.]// Вестник московского университета.
Сер.16 Биология.– 2007.– №4.– с.34–38.
123. Райс Р.Х. Биологические эффекты токсических соединений / Р.Х.
Райс, Л.Ф. Гуляева.– Новосибирск, НГУ, 2003. – 208 с.
124. Рыжков Л.П. Некоторые аспекты адаптации пресноводного рачка
Daphnia magna к солености / Л.П. Рыжков, Н.В. Артемьева, Т.В. Каменская //
Материалы XXVIII Международной конференции: Биологические ресурсы
117
белого моря и внутренних водоемов европейского севера. – Петрозаводск:
КарНЦ РАН, 2009. –с.478–480.
125. Рубин А.Б. Биофизика фотосинтеза и методы экологического
мониторинга/ А.Б. Рубин // Технология живых систем. – 2005. – Т.2. – с.47–68.
126. Русских М.Л. Воздействие ЭМИ КВЧ-диапазона на растения Lemna
M и их применение в очистке сточных вод/М.Л. Русских, О.А. Арефьева, Л.Н.
Ольшанская// Вестник СГТУ. – 2012. №1. – с.418–422.
127. СП 2.1.7.1386-03 Определение класса опасности токсичных отходов
производства и потребления
128. Садчиков
А.П.
Планктология.
Зоопланктон.
Трофические
взаимоотношения./ Садчиков А.П. – М.: МАКС Пресс, 2007. – 224 с.
129. Садчиков А.П. Продуктивность водоемов и качество воды: роль
планктонного сообщества. //Факт – 2013. – с. 1–8.
130. Сает Ю.Е. Геохимия окружающей среды/ Ю.Е. Сает [и др.]. –М.:
Недра, 1990. – 335 с.
131. Салтыкова С.А. Накопление тяжелых металлов в рыбах Ладожского
озера и в их паразитах/ С.А. Салтыкова //Вестник Кольского научного центра
РАН. – 2011. – №2. – с.88–93.
132. Сергеев Б.Ф. Жизнь океанских глубин. / Б.Ф. Сергеев – М.:
Молодая гвардия, 1990 – 301 с.
133. Смирнов Н.Н. Биология ветвистоусых ракообразных /Зоология
беспозвоночных/ Н.Н. Смирнов. – М., 1974.–Т.3.– 115 с.
134. Смирнов Н.Н. Ветвистоусые раки (общая часть)// Определитель
пресноводных беспозвоночных России и сопредельных территорий. Т2.
Ракообразные. Зоологический ин-т РАН: СПб., 1995.– с.34–38.
135. Слесарев В.И. Химия: Основы химии живого/ В.И. Слесарев – СПб:
Химиздат, 2005. – 784 с.
136. Супрунович А.В. Культивируемые беспозвоночные: пищевые
беспозвоночные: мидии, устрицы, гребешки, раки, креветки/ А.В. Супрунович,
Ю.Н. Макаров – Киев: Наукова думка, 1990. – 257 с.
118
137. Тамбиев
А.Х.
Влияние
комбинированного
воздействия
миллиметрового и сантиметрового ЭМИ на продуктивность микро водорослей /
А.Х. Тамбиев [и др] // В сб. докладов "Миллиметровые волны в медицине и
биологии" (под редакцией академика Н.Д. Девяткова). – М.: ИРЭРАН, 1989. –
c. 183–188.
138. Тамбиев
А.Х.
Стимулирующее
действие
электромагнитного
излучение ММ диапазона (КВЧ-излучение) на цианобактерии / А.Х. Тамбиев,
О.А. Лябушева, А.А. Лукьянов, Н.Н. Кирикова // Материалы II международного
конгресса «Биотехнология: состояние и перспективы развития». – М., 2003. –
ч.2. – с.102–103.
139. Тюкавкина Н.А. Биоорганическая химия / Н.А. Тюкавкина, Ю.И.
Бауков. – М.: Дрофа, 1991. – 527с.
140.
Федоров В.Д. Изменение биохимического состава клетки в
накопительной культуре Scenedesmus quadricauda/ В.Д. Федоров, Г.А. Даллакян
//Вестник московского университета. Сер.16 Биология. – 1986. –№4.– с.49–52.
141. Филенко О.Ф. Водная токсикология. /О.Ф. Филенко. – М.: Изд-во
Черноголовка, 1987.– 156с.
142. Филенко О.Ф. Основы водной токсикологии/ О.Ф. Филенко, И.В.
Михеева. – М.: Колос, 2007.–144с.
143. Флерова Б.А. Актуальные проблемы водной токсикологии / Б.А.
Флерова.– Борок, 2004.–248 с.
144. ФР 1.39.2007.03222 Биологические методы контроля. Методика
определения токсичности воды по смертности и изменению плодовитости
дафний. – М.: Акварос, 2007. – 41 с.
145. ФР 1.39.2007.03223 Биологические методы контроля. Методика
определения
токсичности
вод
по
изменению
уровня
флуоресценции
хлорофилла и численности клеток водорослей. – М.: Акварос, 2001. – 42 с.
146. Хайнасова Т.С. Состояние и перспективы развития технологии
бактериально-химического выщелачивания металлов из сульфидных руд на
119
камчатке./ Т.С. Хайнасова [и др.]//Горный информационно-аналитический
бюллетень. – 2009. –Т.4, №12. – с.306–310.
147. Хлебович В.В. Критическая соленость биологических процессов. /
В.В. Хлебович. – Л.:Наука, 1974. – 236с.
148. Холл Д. Фотосинтез: пер. с англ. / Д. Холл, К. Рао – М.: Мир, 1983.
– 134 с.
149. Чесноков
И.А.
электромагнитного
Протективные
излучения
крайне
свойства
низкоинтенсивного
высокочастотного
диапазона
в
отношении пестицидов. Экспериментальное исследование / И.А. Чесноков, Е.П.
Ляпина, Ю.Ю. Елисеев, Н.А. Бушуев, Ю.Д. Храмова // Бюллетень медицинских
Интернет-конференций. – 2012. – Том 2, № 6 – с.326–328
150. Шарова И.Х. Зоология беспозвоночных. / И.Х. Шарова. – М.:
Гуманит.изд.центр ВЛАДОС, 1999.– с.363–365.
151. Шашкова Т.Л. Трофическая активность рачков дафний как тестфункция в определении токсичности воды / Т.Л. Шашкова // Сборник тезисов
межрегиональной научно-практической конференции «Объединение субъектов
РФ и проблемы природопользования в приенисейской сибири». – Красноярск,
2005. – с.480.
152. Шашкова
Т.Л.
Оценка
токсичности
воды
по
показателю
трофической активности дафний и цериодафний // Материалы Международной
научной школы-конференции студентов и молодых ученых «Экология южной
Сибири и сопредельных территорий», ХГУ, 2005, с.69–70.
153. Шилов И.А.Экология: учебник. – 4-е изд., стереотип./ И.А. Шилов.
– М.: Высшая школа, 2003. – 512 с.
154. Щербань
биотестирования
Э.П.
на
Сравнительная
различных
видах
оценка
Cladocera
/
эффективности
Э.П.
Щербань
//
металлов
в
Гидробиологический журнал. – 1992. – Т. 28. – Вып. 4. – с. 76–81.
155. Ярцева
Н.В.
Остаточное
содержание
тяжелых
зависимости от технологических режимов промывки рыбного фарша / Н.В.
Ярцева, Н.В. Долганова //Технология. – 2010. –№1. – с.70–75
120
156. Amsinck S. L. Relationships between environmental variables and
zooplankton subfossils in the surface sediments of 36 shallow coastal brackish lakes
with special emphasis on the role of fish. / S.L. Amsinck, E. Jeppesen, F.
Landkildehus // J. Paleolimnol. – 2005.– № 33. – р. 39–51.
157. Arner M. Effects of salinity on metabolism and life history
characteristics of Daphnia magna. / M. Arner, S. Koivisto // Hydrobiologia. – 1993. –
259. –Р. 69–77.
158. Atli G. Enzymatic responses to metal exposures in a freshwater fish
Oreochromis niloticus./ G. Atli, М. Canli// Comparative Biochemistry and
Physiology.– 2007. –№ 145. –Р. 282–287.
159. Atli G. Alterations in ion levels of freshwater fish Oreochromis niloticus
following acute and chronic exposures to five heavy metals. / G. Atli, M. Canli //
Turkish Journal of Zoology. – 2010. – №35. – Р. 725–736.
160. Atli G. Essential Metal (Cu, Zn) Exposures alter the activity of ATPases
in gill, kidney and muscle of Tilapia Oreochromis niloticus./ G. Atli and M. Canli //
Ecotoxicology. – 2011. – 20(8). –Р. 1861–1869.
161. Basha P.S. Cadmium-induced antioxidant defence mechanism in
freshwater teleost Oreochromis mossambicus (Tilapia). / P.S. Basha, A.U. Rani //
Ecotoxicology and Environmental safety.– 2003. – 56(2). – Р.218–221.
162. Bianchini A. Acute silver toxicity in aquatic animals is a function of
sodium uptake rate. / A. Bianchini [et al.] // Environ. Sci. Technol. – 2002. – №36. –
Р. 1763–1766.
163. Bianchini A. Evaluation of the effect of reactive sulfide on the acute
toxicity of silver(I) to Daphia magna. Part II: toxicity results. / A. Bianchini [et al.]
//Environ. Tox. Chem. – 2002. –№ 21. – Р. 1294–1300.
164. Blanchard J. Copper toxicity across salinities from freshwater to
seawater in the euryhaline fish Fundulus heteroclitus: Is copper an ionoregulatory
toxicant in high salinities? / J. Blanchard, M. Grosell // Aquatic Toxicology. – 2006.
– №80. –Р. 131–139.
121
165. Bossuyt B.T.A. Influence of multigeneration acclimation to copper on
tolerance, energy reserves, and homeostasis of Daphnia magna Straus./ B.T.A.
Bossuyt, C.R. Janssen // Environ. Toxicol. Chem. – 2004. – №23. – P. 2029–2037.
166. Casey R. Final report: Effects of water temperature and treated pulp mill
effluent on survival and growth of Daphnia magna (Cladocera: Daphnidae) and
Taenionema (Plecoptera Taeniopterygidae) / R. Casey, G. Scrimgeour, S. Kendall//
Alberta Environment Sustainable Forest Management Research Program. – 2000. –
T/678.
167. Cempel M. Nickel: A review of its sources andenvironmental
toxicology. / M. Cempel //Pol J Environ Stud. – 2006. – 15. – P. 375–382.
168. Choi C.Y. Cloning and expression of Na+/K+-ATPase and osmotic stress
transcription factor 1 mRNA in black porgy, Acanthopagrus schlegeli during osmotic
stress./ C.Y. Choi, K.W. An// Comp. Biochem. Physiol. B Biochem. Mol. Biol. –
2008. – 149. Р.91–100.
169. De Schamphelaere K.A.C. Integration of molecular with higher-level
effects of dietary zinc exposure in Daphnia magna./ K.A.C. De Schamphelaere [et al.]
//Comp. Biochem. Physiol., D: Genomics Proteomics. – 2008. – № 3, P. 307–314.
170. Dethloff G.M. The effects of copper on blood and biochemical
parameters of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)./ G.M. Dethloff [et al.] //Arch.
Environ. Contam. Toxicol. – 1999. – № 36. – Р. 415–423.
171. Dirilgen N. Speciation of chromium in thepresence of copper and zinc
and their combined toxicity. / N. Dirilgen, F. Dogan //Ecotoxicol. Environ. Safety. –
2002. – 53. – Р. 397–403.
172. Dodds
WK.
Freshwater
ecology:
Concepts
and
environmental
applications./ WK. Dodds. – Academic Press, San Diego – 2002. – 569 p.
173. Falkowski P.G. The evolution of modern eukaryotic phytoplankton./
Falkowski P.G. [et al.]// Science. – 2004. – 305. –Р.354–360.
174. Fan W.-H. Metal accumulation and biomarker responses in Daphnia
magna following cadmium and zinc exposure. / W.-H. Fan [et al.] //Environ. Toxicol.
Chem. – 2009. – № 28. – Р. 305–310.
122
175. Fodorpataki L. Bartha C, Salt stress tolerance of a freshwater green alga
under different photon flux densities? / L. Fodorpataki, C. Bartha // Biologia. – 2004.
– XLIX, 2. – р. 85–93.
176. Frey D.G. The penetration of cladocerans into saline waters/ D.G. Frey //
Hydrobiologia. – 1993. – 267. – р. 233–248.
177. Friberg. L. Handbook in the toxicology of metals / L. Friberg, G.F.
Nordberg, V.B. Vouk. // North-Holland biomedical Press. – 1979.–709 p.
178. Goswami SD. Zooplankton methodology, collection, & identification-a
field manual. National Institute of Oceanography. Ed. Dhargalkar, VK, Verlecar, XN.
– 2004.
179. Hall C.J. Mortality and growth response of Daphnia carinata to increases
in temperature and salinity. / C.J. Hall, C.W. Burns // Freshwat. –2002. – Biol. 47. –
Р.451–458.
180. Hasegawa P.M. Plant cellular and molecular responses to high salinity. /
P.M. Hasegawa [et al.]//Annu. Rev. Plant Physiol. Plant Mol. Biol. – 2000. – 51. – Р.
463–499.
181. Heijerick D.G. Development of a chronic zinc biotic ligand model for
Daphnia magna./ Heijerick D.G. [et al.] // Ecotoxicol. Environ. Saf. – 2005. – № 62.
– Р. 1–10.
182. Hogstrand C. Physiology of acute silver toxicity in the starry flounder
(Platichthys stellatus). / C. Hogstrand [et al.]// J. Comp.Physiol. – 1999. – 169.–
Р.461–573.
183. Horrigan N. Response of stream macroinvertebrates to changes in
salinity and the development of a salinity index. / N. Horrigan [et al.] // Mar. Freshwat. Res. – 2005. – 56. – Р 825–833.
184. Hossain M.S. Heavy metals in shrimp and lobster from the Bay of
Bengal: no cause for alarm!/ M.S. Hossain // INFOFISH International, 2002. – №3. –
Р.56–57.
123
185. Jeppesen M. Does the impact of nutrients on the biological structure and
function of brackish and freshwater lakes differ? / M. Jeppesen [et al.]//
Hydrobiologia. – 1994. – 275/276. –Р.15–30.
186. Kalantaryan V.P. Influence of Low Intensity Coherent Electromagnetic
Millimeter Radiation (EMR) on Aqua Solution of DNA. / Kalantaryan V.P. [et al.]//
Progress in Electromagnetics Research Letters. – 2010. – 13. – p.1–9.
187. Kalay M. Elimination of essential (Cu, Zn) and non-essential (Cd, Pb)
metals from tissues of a freshwater fish Tilapia zilli./ M. Kalay, M. Canli //Turkish
Journal of Zoology. – 2000. – №24. –Р. 429–436.
188. Leblebici Z. Influence of salinity on the growth and heavy metal
accumulation capacity of Spirodela polyrrhiza (Lemnaceae) / Z. Leblebici, A. Aksoy,
F. Duman //Turkish journal of biology. –2011. – vol.35. – p.215–220.
189.
Lin S.-H. Generalized inferences on the common mean of several normal
populations. / S.-H. Lin, J.C. Lee // Journal of Statistical Planning and
Inference. – 2005. – vol. 134, no. 2. – Р. 568–582.
190.
Loretz C.A. Electrophysiology of ion transport in teleost intestinal cells /
C.A. Loretz // Cellular and Molecular Approaches to Fish Ionic Regulation. –
1995. – Р. 25–56.
191.
Mack R. Biotic invasions: causes, epidemiology, global consequences
and control / R. Mack [et al.] // Ecological Applications. – 2000. –10. – р. 689–
710.
192.
Marshall W.S. Ion transport, osmoregulation and acid-base balance. /
W.S. Marshall, M. Grosell // Physiology of Fishes. – 2005. –Vol. 3. – Р. 177–
230.
193.
Martínez-Jerónimo F. Notes on the reproduction and survival of Moina
hutchinsoni Brehm, 1937 (Moinidae: Anomopoda) grown in media of varying
salinity/ F. Martínez-Jerónimo, F. Espinosa-Chávez // Aquat. Ecol. – 2005. –
39. –Р. 113–118.
194.
Martínez-Jerónimo F. Demographic study of salinity tolerance of a
freshwater strain of Daphnia magna (Cladocera) / F. Martínez-Jerónimo, L.
124
Martínez-Jerónimo, F. Espinosa-Chávez // VII International Symposium on
Cladocera, Herzberg, 2005. – Р. 29.
195.
Mason A.Z. Metal detoxification in aquatic organisms. / A.Z. Mason,
K.D. Jenkins // Metal Speciation and Bioavailability in Aquatic Systems., UK,
1995.–P. 479–608.
196.
Monserrat J.M. Pollution biomarkers in estuarine animals: Critical
review and new perspectives. / Monserrat J.M. [et al.] // Comparative
Biochemistry and Physiology. – 2007. – 146. – Р.221–234.
197.
Montserrat N. IGF-I binding and receptor signal transduction in
primarycell culture of muscle cells of gilthead sea bream: changes throughout
in vitrodevelopment. / Monserrat [et al.] //Cell Tissue Res. – 2007. – 330. –Р.
503–513.
198.
Pathikonda S. Invasion, disturbance, and competition: Modeling the fate
of coastal plant populations./ S. Pathikonda [et al.]//Conservation Biology. –
2010. – 23. – Р. 164 – 173.
199.
Polunin N. Aquatic ecosystems: Trends and global prospects. / N.
Polunin. – Cambridge University Press. – 2008. – 512 p.
200.
Prasad R. Effect of lime on yield of soybean and nutrient availability in
acid soil./ R. Prasad // J.Indian Soc. Soil Sci.– 1992. – 40. –Р. 377–379.
201.
Rogers C.E. Climate change and ecosystems of the Mid-Atlantic Region.
/ C.E. Rogers, J.P. McCarty //Climate Research. – 2000. – №14. –Р. 235–244.
202.
Roesijadi G. Metal regulation in aquatic animals: Mechanisms of uptake,
accumulation and release. / G. Roesijadi, W.E. Robinson// Aquatic
Toxicology; Molecular, Biochemical and cellular perspectives. – 1994. – Р.
539.
203.
Sabater C. Effects of pyridaphenthion on growth of five freshwater
species of phytoplankton. / C. Sabater, J.M. Carrasco// Chemosphere. – 2001. –
№44. – Р.1775–1781.
125
204.
Sanchez R. Urbanization and Global Environmental Change. Science
Plan. International Human Dimensions Program for Global Environmental
Change. Bonn. / Sanchez [et al.].– 2005.
205.
Sarma S. Effect of salinity stress on the life history variables of
Branchipus schaefferi Fisher 1834 (Crustacea: Anostraca) / Sarma S. [et al.]
//Saline Systems. – 2005. – 1. – Р. 4.
206.
Schallenberg M. Consequences of climate-induced salinity increases on
zooplankton abundance and diversity in coastal lakes. / M. Schallenberg, C.J.
Hall, C.W. Burns //Mar. Ecol., Prog. Ser. – 2003. – 251. – Р.181–189.
207.
Simkiss K. Transport of metals across membranes / K. Simkiss, M.G.
Taylor //Metal Speciation and Bioavailability in Aquatic Systems.– 1995. – p.
1–44.
208.
Tambiev A.H. Effect of EHF radiation on cyanobacteria Spirulina
platensis / A.H. Tambiev, N.N. Kirikova // Crit. Rev. Biomed. Engin. – 2000. –
v.28, № 3–4. – pp.589–602
209.
Teschner M. Effects of salinity on the life history and fitness of Daphnia
magna variability within and
between
populations /
M.
Teschner
//Hydrobiologia. – 1995. – 307. – Р.33–41.
210.
The United Nations World Water Development Report 4: Managing
Water under Uncertainty and Risk (Vol. 1), Knowledge Base (Vol. 2) and
Facing the Challenges (Vol. 3). – 2012, The United Nations Educational,
Scientific and Cultural Organization. – 909 р.
211.
Trautmann S. Fission yeast Clp1p phosphatase regulates G2/ Mtransition
and coordination of cytokinesis with cell cycle progression. /S. Trautmann [et
al] //Curr.Biol. – 2001. – 11. –Р. 931–940.
212.
Vahrenkamp. H. Metall in Lebensprozessen /Н. Vahrenkamp // Chemie
in Unser Zeit. – 1979. –Vol. 7. – P. 97– 105.
213.
Vandenbrouck T. Nickel and binary metal mixture responses in Daphnia
magna: molecular fingerprints and (sub)organismal effects./ T. Vandenbrouck
[et al.] // Aquat. Toxicol. – 2009. – № 92. – Р. 18–29.
126
214.
Vardevanyan P.O. The effect of EMI EHF on electro-kinetic potential of
cell nuclear membranes of wheat seedlings treated with hybberellic acid. / P.O.
Vardevanyan [et al.] //J. of Experimental Biology and Agricultural Sciences. –
2013. – 1(4). – p. 223–227.
215.
Verschoor Anja J. Multimetal accumulation in crustaceans in surface
water related to body size and water chemistry / Anja J. Verschoor [et al.]
//Environmental Toxicology and Chemistry. –2012. – Vol. 31, №. 10. – pp.
2269–2280.
216.
Wang Y. Effects of salinity on endogenous levels of ABA, IAA, JA, and
SA in Iris hexagona. / Y. Wang, S. Mopper, K.H. Hasenstein //Journal of
Chemical Ecology. – 2001. – 27. – Р.327 – 342.
217.
Weider L.J. Microgeographic enetic heterogeneity of melanic Daphnia
pulex at a low-arctic site. / L.J Weider and P.D.N. Hebert// Heredity.– 1987. –
58. – P.391–399.
218.
Williams W.D. Salinization of rivers and streams: an important
environmental hazard / W.D. Williams // Ambios. – 1987. – 16(4) – р. 180–
185.
219.
Williams W.D. Anthropogenic salinisation of inland waters/ W.D.
Williams // Hydrobiologia. – 2001. – vol. 466. – pp. 329–337.
220.
Wong C.K.C. Morphological and biochemical changes in the gills of
tilapia (Oreochromis mossambicus) to ambient cadmium exposure. / C.K.C.
Wong, M.H. Wong //Aquat Toxicol. – 2000. – 48. – Р. 517–527.
221.
Yang J.L. Effects of gallium on common carp (Cyprinus carpio): acute
test, serum biochemistry, and erythrocyte morphology./ J.L. Yang, H.C. Chen
// Chemosphere. – 2003. – 53. – Р.877–882.
222.
Yeo A.R. Predicting the interaction between the effects of salinity and
climate change on crop plants./ A.R. Yeo // Scientia Horticulturae. – 1998. –
№78. – Р.159 – 174.
127
ПРИЛОЖЕНИЕ
128
Приложение А
Методика
статистической
выживаемости,
обработки
рождаемости,
результатов
трофической
активности
определения
D.
magna
[ФР.1.39.2007.03222]
Для статистической обработки данных проводили расчеты для каждой
серии опытов и контроля, и сопоставляли полученные данные. Определяли:
- среднее арифметическое показателя в контрольной и опытной пробах
_
х
х
i
n
где хi – определяемый показатель в i-ом стакане; n – количество параллельных
серий;
- стандартное отклонение
 х  х 
2

i
n 1
- ошибку среднего арифметического определяемого показателя
m

n
- число степеней свободы
f  nk  nt  2
где nк и nt – число наблюдений (число стаканов) в контроле и в тестируемой
воде;
- показатель достоверности, который сравнивали с критерием Стьюдента
(tСт) (Р=0,95)
tД 
х к  хt
mk  mt
2
2
где х к , х t – среднее арифметическое определяемого показателя в контроле и
тестируемой воде; mk 2 , mt 2 – квадраты ошибок среднего арифметического в
контроле и тестируемой воде.
129
Если
рассчитанное
tД
≥
tСт,
то
изменения
в
выживаемости/плодовитости/трофической активности дафний достоверны, а не
случайны.
В табл. А.1, А.2, А.3 приведены в качестве примеров результаты
статистической
обработки
данных
по
определению
выживаемости,
рождаемости и трофической активности D. magna.
Таблица А.1
Результаты определения выживаемости D. magna в растворах CuCl2
Исследуе Время
мая
от
концентр начала
ация
экспери
раствора, мента,
мг/л
сутки
0,0001 1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
0,001 1
2
3
4
5
6
7
8
9
Ср. ариф.
по
параллель
ным
сериям
σ
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
9,66
9,66
9,66
9,66
9,66
10
10
10
10
10
10
10
10
10
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0,577
0,577
0,577
0,577
0,577
0
0
0
0
0
0
0
0
0
m
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0,333
0,333
0,333
0,333
0,333
0
0
0
0
0
0
0
0
0
f
tд
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
tСт
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
1
1
1
1
1
0
0
0
0
0
0
0
0
0
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
Процент
отклонен
ия от
контроля,
%
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
3,33
3,33
3,33
3,33
3,33
0
0
0
0
0
0
0
0
0
130
10
10
0
0
4
0
11
10
0
0
4
0
12
10
0
0
4
0
13
10
0
0
4
0
14
10
0
0
4
0
15
10
0
0
4
0
16
10
0
0
4
0
17
9,3
1,15
0,666
4
1
18
9,3
1,15
0,666
4
1
19
9
1
0,577
4
1,732
20
9
1
0,577
4
1,732
21
9
1
0,577
4
1,732
0,01 1
10
0
0
4
0
2
10
0
0
4
0
3
10
0
0
4
0
4
10
0
0
4
0
5
10
0
0
4
0
6
10
0
0
4
0
7
10
0
0
4
0
8
10
0
0
4
0
9
10
0
0
4
0
10
10
0
0
4
0
11
7,66
0,57
0,333
4
7
12
7,66
0,57
0,333
4
7
13
7,33
0,57
0,333
4
8
14
7
1
0,577
4
5,19
15
7
1
0,577
4
5,19
16
7
1
0,577
4
5,19
17
6,66
1,15
0,666
4
5
18
5,66
0,57
0,333
4
13
19
5,66
0,57
0,333
4
13
20
5
1
0,577
4
8,66
21
5
1
0,577
4
8,66
0,1 1
10
0
0
4
0
2
4,6
0,57
0,333
4
16
3
2
1
0,577
4 13,856
4
1
1
0,577
4 15,588
5
0
0
0
4
0
1,0 1
10
0
0
4
0
2
0
0
0
4
0
* – достоверные отличия контрольной и опытной проб (Р=0,95).
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
0
0
0
0
0
0
0
6,66
6,66
10
10
10
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
23,3
23,3
26,6
30
30
30
33,3
43,3
43,3
50
50
0
53,3
80
90
100
0
100
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
*
131
Таблица А.2
Результаты определения рождаемости D. magna в растворах CuCl2
Исследуе
Время
Ср. ариф.
σ
m
f
tд
мая
от
по
концентр
начала параллель
ация
экспери
ным
раствора,
мента,
сериям
мг/л
сутки
Контроль
21
810
24,2 14,01
4
0
0,0001
21
96
10,8
6,24
4
56,92
0,001
21
54
18,0
10,4
4
80,58
0,01
21
0
0
0
4
57,80
0,1
21
1,0
21
* – достоверные отличия контрольной и опытной проб (Р=0,95).
tст
2,78
2,78
2,78
2,78
-
Процент
отклонен
ия от
контроля,
%
88,1
93,3
100
-
*
*
*
Таблица А.3
Результаты определения трофической активности D. magna в водных
растворах NaCl
Исследуем Время
Ср.
σ
m
f
tд
ая
от
ариф.
концентра начала
по
ция
экспери паралле
раствора,
мента,
льным
мг/л
сутки
сериям
Контроль
2
3,05
0,394
0,227
4
0
0,5
2
3,77
0,186
0,107
4
3,54
1,0
2
3,73
0,209
0,120
4
2,13
1,5
2
3,75
0,223
0,129
4
3,68
2,0
2
4,11
0,538
0,310
4
14,72
2,5
2
4,20
0,290
0,167
4
7,42
* – достоверные отличия контрольной и опытной проб (Р=0,95).
tСт
Процент
отклонен
ия от
контроля,
%
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
2,78
21
19
20
31
34
*
*
*
*
132
Приложение Б
Методика статистической обработки результатов определения уровня
флуоресценции
хлорофилла
водорослей
Scenedesmus
quadricauda
[ФР.1.39.2007.03223]
Согласно аттестованной методике, токсичность растворов устанавливали
по снижению уровня флуоресценции водоросли на 20% и более по сравнению с
контролем.
Для статистической обработки данных проводили расчеты для каждой
серии опытов и контроля и сопоставляли полученные данные. Результаты
опыта заносили в таблицы.
- среднее арифметическое показателя в контрольной и тестируемой воде
_
х
х
i
n
где хi – значение уровня флуоресценции в i-том параллельном определении; n –
количество параллельных серий;
- относительное изменение (в %) уровня флуоресценции по сравнению с
контролем
I
xk  xo
 100%
xk
где х к – среднее значение тест-параметра в контроле; х о – среднее значение
тест-параметра в опыте.
В качестве примера в табл. Б.1 приведены результаты статистической
обработки определения уровня флуоресценции S. quadricauda в растворе
Na2SO4.
133
Таблица Б.1
Результаты определения уровня флуоресценции S. quadricauda
Исследуемый
раствор
Время от начала
Iср
Значение
эксперимента,
погрешности
сутки
измерений
Контроль
4
0,36556
0,07311
0,5 г/л Na2SO4
4
0,22956
0,04591
1,0 г/л Na2SO4
4
0,25269
0,05053
1,5 г/л Na2SO4
4
0,28205
0,05641
2,0 г/л Na2SO4
4
0,27759
0,05552
2,5 г/л Na2SO4
4
0,28687
0,05737
3,0 г/л Na2SO4
4
0,30439
0,06087
3,5 г/л Na2SO4
4
0,29706
0,05941
4,0 г/л Na2SO4
4
0,29566
0,05913
4,5 г/л Na2SO4
4
0,28638
0,05727
5,0 г/л Na2SO4
4
0,30573
0,06114
* – достоверные отличия контрольной и опытной проб (Р=0,95).
Процент
отклонения от
контроля, %
37
31
23
24
22
17
19
19
22
16
*
*
*
*
*
*