Содержание к диссертации
Введение
2. Обзор литературы 4
2.1. Водоросли и процессы трансформации фенольных соединений 7
2.2. Возможные механизмы токсического действия фенольных соединений на водоросли. Эндогенные и экзогенные фенолы 13
2.3. Функционирование фотосинтетического аппарата зеленых водорослей и флуоресценция 19
2.4. Влияние фенольных соединений на фотосинтетическую активность водорослей 27
3. Объекты и методы исследования 36
3.1. Объекты исследования 36
3.2, Методы исследования 37
4. Результаты и обсуждение 41
4.1. Определение фенолов в сточных водах Усольского химико-фармацевтического комбината 41
4.2. Сточные воды БЦБК как источник загрязнения оз. Байкал 43
4.3. Фенолокисляющие бактерии в зоне сброса сточных вод БЦБК 49
4.4. Фенольные соединения акватории оз. Байкал 54
4.5. Физиологические реакции харовых водорослей на действие фенолов. Дефеноляция вод 63
4.6. Влияние фенольных соединений сточных вод на рост культур хлорококковых водорослей 75
4.7. Изучение воздействия фенольных соединений на фотосинтетические характеристики микроводорослей. Флуоресценция 86
Заключение 110
Выводы 114
Список литературы 116
- Возможные механизмы токсического действия фенольных соединений на водоросли. Эндогенные и экзогенные фенолы
- Влияние фенольных соединений на фотосинтетическую активность водорослей
- Сточные воды БЦБК как источник загрязнения оз. Байкал
- Фенольные соединения акватории оз. Байкал
Введение к работе
Охрана водных экосистем от загрязнений является одной из наиболее важных проблем современности. Загрязнение пресных вод фенолсодержащими стоками актуально для нашей страны, богатейшей в мире по запасам чистой пресной воды, 95% которых приходится на оз. Байкал (Павлов, 1995). Ежегодно в Байкал поступает 35 км загрязненных вод со стоком рек, работой Байкальского целлюлозо-бумажного комбината (БЦБК) (Израэль, 1991; Кожова, Бейм, 1993; Галазий и др., 1995; Худяков, 2003). Загрязнению подвержена также р. Ангара, Братское водохранилище, в частности в связи со сбросом стоков химико-фармакологического комбината (ХФК) в г. Усолье-Сибирское.
Загрязнения относятся к группе возмущающих факторов, поскольку к ним экосистема не подготовлена так, как к флуктуациям естественных внешних факторов (Федоров, 1974; 2004). Для регламентации состава и количества сточных вод используют приемы экспериментальной токсикометрии: подбор соответствующих тест-объектов и тест-функций для оценки опасности сточных вод, разработка предельно-допустимых концентраций (ПДК) токсических веществ (Филенко, 1990; Рыбальский и др., 1993; Biomonitoring ..., 1995; Котелевцев, 1997). Стремление к использованию высокочувствительных аналитических методов обнаружения загрязняющих веществ в водной среде и гидробионтах связано с ростом требований к допустимому содержанию загрязняющих веществ в водных экосистемах, с желанием определить механизмы их действия (Aunaas, Zachariassen, 1994; Kotelevsev, Stepanova, 1995; Капков, 2004).
Вопросы влияния фенольных соединений (ФС) на водоросли - основу функционирования водных экосистем - исследованы недостаточно. Работы проводили в основном с фенолом, не учитывая активности промежуточных продуктов окисления ФС, и рассматривали, как правило, влияние фенола на рост численности клеток, фотосинтез. Исключение составляют работы, в которых обращается внимание на действие хинонных форм ФС по блокированию в клетках водорослей сульфгидрильных групп, на сравнение токсичности экзогенных и эндогенных фенолов (Стом, 1982; Стом и др., 1974; 1979; Юрин и др.,1979). Известны первичные адаптивные реакции водорослей на ФС, исследованные по переменной флуоресценции (Плеханов, 1999). Противоречивы данные по содержания фенолов в водной среде, очевидно в связи с трудностями методического характера и в связи с неустойчивостью ФС, Фенольные соединения широко представлены в клетках водорослей и присутствуют в водной среде как естественные метаболиты и продукты их распада. В связи с вышеизложенным, крайне трудно выбрать те функциональные реакции водорослей, которые бы объективно отражали влияние фенолов на водоросли, позволяли использовать их для токсикометрии ФС и установления норм ПДК.
В связи с вышеизложенным, в настоящей работе представлены результаты поиска чувствительных функциональных реакций зеленых водорослей на действие ФС, направленного на объективную оценку физиологических эффектов и последствий влияния ФС сточных вод на водоросли, их продукционные свойства в целях совершенствования биологического мониторинга водных экосистем.
Возможные механизмы токсического действия фенольных соединений на водоросли. Эндогенные и экзогенные фенолы
Многообразие ФС вызвало необходимость установления для них различных ПДК. Так, ПДК для фенола для рыбохозяйственных водоёмов 0,001 мг/л (Метелев и др., 1971, ПДК 1,4-бензохинона, пирокатехина, гидрохинона, резорцина по органолептическим показателям для водоёмов составляли 0,1 мг/л, (Правила..., 1975) а для стоков, поступающих на биологическую очистку 100 мг/л (Грушко, 1976). Повышение требований ПДК произошло в последнее время, с учетом международных норм и стандартов. Так, рыбохозяйственные нормы по гидрохинону составили 0,001, о-крезолу 0,003, резорцину - 0,004, фенолу - 0,001, бензолу - 0,5, 2-4-ДНФ 0,0001, диурону - 0,0015, пентахлорфенолу - 0,0005 мг/л (Рыбальский и др., 1993).
Ранее изучалось влияние фенола на фитопланктон и фитообрастания искусственных водоёмов. Было показано, что биохимическая трансформация фенола вызывала снижение содержания кислорода, увеличение цветности, БПК, окисляемости. Наиболее устойчивые к действию фенола зелёные водоросли, наименее золотистые. Подавление роста золотистых водорослей наблюдали при концентрации фенола 8-15, цианобактерий 100, диатомовых 200, зеленых 550-600 (мг/л) (Костяев, 1973). Еще раньше отмечали, альгицидная активность двухатомных фенолов выше, чем одноатомных (Janickeetal., 1969).
Известно, что токсичность двухатомных фенолов в присутствии одноатомных снижается. Снижение токсичности более выражено при рН выше 7. В наибольшей степени эффект снижения токсичности двухатомных фенолов под действием одноатомных проявляется при увеличении времени экспозиции. Падение фитотоксичности в присутствии ряда ФС предположительно связано с конденсацией продуктов окисления двухатомных фенолов с одноатомными (Гиль и др., 1982, 1985). При оценке комбинированного действия полифенолов и ТМ обнаружено усиление токсичности для водорослей легкоокисляемых фенолов в присутствии ТМ. При предварительном культивировании S. acuminatus с фенолом в концентрации 30 мг/л длительностью 14 сут водоросль приобретала способность выдерживать более высокие концентрации, что дало возможность предполагать адаптацию (Костяев, 1969). Однако, при действии фенола на культуру цианобактерий Synechocystis адаптации к токсическому действию не наблюдали. Это свидетельствует о том, что популяции водорослей, более гетерогенные, чем клон водорослей, адаптируются к токсиканту не отбором клеток, повысивших свою устойчивость к нему в процессе эксперимента, а размножением уже имевшихся в популяции до адаптации клеток, резистентных к токсическому действию фенола (Гапочка, Карауш, 1982). Гетерогенность популяций водорослей по функциональному состоянию в настоящее время подтверждена экспериментально (Погосян и др., 1991). При изучении влияния фенола на рост зеленой водоросли S. acummaUis были получены эффекты стимуляции при концентрации фенола 10-40 мг/л. Действие фенола как стимулятора роста водорослей более характерно для альгологически чистых культур водорослей, тогда как опыты с бактериально чистой культурой S. acummatus не показали ускорения ее роста. Стимуляцию связывают с деятельностью бактерий, разрушающих фенол (Костяев, 1975).
В условиях совместного культивирования зеленой водоросли S. quadricauda и цианобактерии Synechocystis aquatilis Sanv. 428, устойчивость первой при добавлении фенола (50, 100 и 150 мг/л) не менялась, а цианобактерии, менее устойчивой к токсиканту в монокультуре, - возрастала. Для клеток Synechocystis aquatilis концентрация 50 мг/л не была токсичной, и только 100 мг/л и выше угнетали развитие культуры. Рост зеленой S. quadricauda в монокультурах в присутствии испытанных концентраций фенола практически не отличается от контроля (Карауш, 1985).Водоросль С. pyrenoidosa, выращенная на среде Тамия, богатой биогенными элементами, оказалась более резистентной к фенолу, чем выращенная на среде ЧУ N10. Однако полное подавление роста зеленых водорослей в обоих случаях происходило при одной и той же концентрации фенола - 600 мг/л.
Долгое время не было ясности в вопросе о роли хинонов в проявлении токсических эффектов ФС, В связи с этим не было единого мнения в сравнительной токсичности одноатомных и двухатомных фенолов, которые являются непосредственными источниками хинонов. Некоторые авторы прямо указывали на более высокую физиологическую активность одноатомных фенолов (Харламиович, Чуркина, 1974), на меньшую токсичность продуктов окисления ФС по сравнению с исходнымивеществами (Медведев, токсичности ФС для водорослей и водных растений в связи с их окислением, практически началось с изучения хинонов как активных форм полифенольных ингибиторов роста. В основе действия о- и п-полифенолов на водоросли и водные растения лежит их способность превращаться в хиноны при окислении (Стом и др., 1972, 1973).
На водных растительных объектах Nitella sp., Chara fragilis, Elodea canadensis, Vallisnena sp., Chlamydomonas sp.) по скорости движения цитоплазмы, поглощению кислорода, была проведена классификация ФС, по которой ФС были разделены на 3 группы: структурно-специфические ФС (п-бензохинон, пирокатехин, гидрохинон), неспецифические, или биологические депрессанты, (гваякол, диметиловый эфир гидрохинона, вератрол) и ФС промежуточной группы (о-крезол, фенол, резорцин) (Стом, Бейм, 1976). Структурно-специфические ФС оказались более токсичными по отношению к исследованным объектам в связи с образованием соответствующих хинонов. Для проявления неспецифического действия токсикант должен накапливаться в клеточных структурах и не вызывать химических изменений в цитоплазме (Альберт, 1971). Специфическая токсичность ФС через хинонные формы не единственный путь проявления их отрицательного влияния. Наряду с действием как биологических депрессантов (неспецифический тип действия), ФС могут быть токсичны для водорослей за счет высоких электронакцепторных свойств (Барабой, 1976), способности вызывать протонофорные эффекты (Hunstein, 1976), на чем основано, в большей степени, использование гербицидов фенольного ряда (Федтке, 1985).
Влияние фенольных соединений на фотосинтетическую активность водорослей
Загрязнения водной среды химическими веществами антропогенного происхождения становятся существенным экологическим фактором и могут влиять на продуктивные способности фитопланктона, качество воды как среды обитания гидробионтов. Загрязняющие вещества делят на неорганические и органические. Среди глобальных загрязняющих веществ неорганической природы наиболее опасными являются ТМ (Патин, 1979; Филенко, 1988; Никаноров, Жулидов, 1991). Среди органических химических загрязнителей особое положение занимают гербициды, ФС (Федтке, 1985; Стом и др.,1990; Кожова, Бейм, 1993).
Показано, что влияние химических загрязнений на фитопланктон сказывается в первую очередь на величине первичной продукции, так как фотосинтез одноклеточных водорослей оказался наиболее чувствительным процессом к действию загрязняющих веществ. Дня одноклеточных водорослей характерны не элиминация в токсической зоне, а подавление биопродукционного процесса, лежащего в основе всех явлений трансформации и передачи вещества и энергии в водных экосистемах Одноклеточные водоросли относятся к числу наиболее уязвимых к токсическим воздействиям (Патин, 1979). Одним из основных показателей токсичности химических веществ является их влияние на фотосинтетическую активность водорослей. Развитие токсического эффекта при действии, например, ТМ может проходить через несколько стадий: стимуляция фотосинтеза, снижение, почти полное или полное подавление. (Брагинский и др., 1987).
Ингибирование процесса фотосинтеза фитопланктона в результате загрязнения водоемов может привести не только к понижению первичной продукции, но и к уменьшению содержания кислорода и этим самым нарушить процессы фотосинтетического обогащения среды кислородом. Фотосинтетическая аэрация воды, пропорциональная первичной продукции, является необходимым фактором для процессов самоочищения водоемов (Винберг, 1961). Фотосинтетическое выделение кислорода является весьма чувствительным показателем и позволяет четко оценивать состояние среды и токсическое воздействие на функциональную активность водорослей. Снижение интенсивности фотосинтеза позволяет судить о токсичности ТМ или других загрязнений.
Исследование параметров флуоресценции хлорофилла широко используется для изучения процессов воздействия загрязнений на растительные объекты. При оценке активности гербицидов использовали характеристики ЗФ водоросли Chlorella (Бакуменко и др., 1977), Специфичность действия гербицидов на фотосинтетические процессы изучали по характеристикам быстрой и ЗФ (Гольфельд, Карапетян, 1989). С помощью ЗФ были определены места действия целого ряда гербицидов в ФС 2 (Васильев и др., 1988; Vasil ev et al., 1988).
На основе явления флуоресценции хлорофилла были разработаны . методы биотестирования природных и сточных вод, основанные на измерении параметров флуоресценции культуры микроводорослей после воздействия на нее тестируемых образцов. При этом изменения амплитуды ЗФ, связанные с энергизацией фотосинтетических мембран, оказались более чувствительными, чем параметры быстрой флуоресценции (Маторин и др., 1987; Васильев и др., 1988; Маторин и др., 1985; 1989). Токсичность водной среды для зоопланктона на примере Daphnia magna также успешно изучалась по быстрой и ЗФ выедаемого фитопланктона (Маторин и др., 1990).
Фотосистема 2 и система фотосинтетического окисления воды являются наиболее уязвимыми звеньями фотосинтетического аппарата зеленых водорослей и растений. Не случайно, более 50% гербицидов подавляют фотоперенос электронов в ФС2, что приводит к остановке всего процесса фотосинтеза (Климов и др., 1986).
Противоречивые данные литературы о биологической активности ФС экзогенной и эндогенной природы по отношению к водорослям связаны с получением данных о подавлении или стимуляции роста различных групп водорослей. Предполагается, что регуляторная роль ФС является одним из основных механизмов изменений популяций водорослей (Козицкая, 1987).
Снижение интенсивности фотосинтеза у водорослей Asterionella formosa и Scenedesmus acuminatus наблюдали при концентрации фенола 20 и 30 мг/л а полное подавление - при 1400 мг/л, рост же продолжается вплоть до концентраций 200-600 мг/л (Костяев, 1973). Токсический эффект фенола по отношению к интенсивности фотосинтеза был пропорционален интенсивности света, при этом темновое дыхание оказалось более устойчивым, чем фотосинтез (Лукина, 1970,1975).
Показано, что при содержании в среде фенола в концентрации 100-1000 мг/л происходило полное подавление фотосинтеза хлореллы, а при 2000 мг/л снижалась скорость синтеза белков, липидов при одновременном увеличении скорости образования углеводов (Трухин, Скородумова, 1970).
Небольшие концентрации фенола (20-50 мг/л) достоверного подавления фотосинтеза не вызывали. Концентрации от 50 мг/л и выше угнетали фотосинтез хлореллы. Замечено, что при низких концентрациях фенола и слабой освещенности культуры обнаруживается стимуляция выделения кислорода. При увеличении освещенности стимулирующее действие фенола уменьшалось и, таким образом, величина стимулирующего действия фенола оказывалась обратной освещенности культуры. (Лукина, 1969, 1973). Фенол подавляет фотосинтез у некоторых видов зеленых водорослей (например, Scenedesmus acuminatus, Chlorella pyrenoidosa), но у разных видов имеются характерные особенности. Фотосинтез каждого вида ингибируется определенной минимальной концентрацией фенола: S. acuminatus - ЗО мг/л, С. pyrenoidosa - 50мг/л. При воздействии фенола на фотосинтез водорослей в течение 7 час, полное подавление у хлореллы отмечали при 2600 мг/л, фенол в концентрации (20 мг/л и выше), не оказывающей влияния на фотосинтез зеленых водорослей при экспозиции в 2 ч, с увеличением ее до 7 или 24 ч подавлял его. При увеличении времени ингибирования водоросли с фенолом минимальная действующая и летальная концентрации уменьшались. Фенол в концентрациях от 10-15 мг/л и выше угнетал фотосинтез зеленых водорослей. Стимуляция фотосинтеза зеленых водорослей при этом не наблюдалась. Полное подавление фотосинтеза наблюдалось в интервале концентраций от 700 до 1400 мг/л, роста - при 200-600 мг/л (Костяев, 1972,1973).
Эндогенные ФС могут содержать 1,2 и более фенольных групп в бензольном ядре. В зависимости от числа фенольных гидроксилов они делятся на монооксипроизводные бензола, диоксипроизводные - с 2 ОН" группами, обычно в орто-положении (тип пирокатехина) пара-положении (тип гидрохинона), мета-положении (тип резорцина), Триоксипроизводные с гидроксилами в 1,2,3-положении (тип пирогаллола), 1,3,5-(тип флороглюцина), 1,2,4-(тип оксигидрохинона). Полиоксифенолы с более чем 2 фенольными гидроксилами называются полиоксифенолами, а их полимеры -полифенолами. Растительные ФС встречаются в мономерной форме, - в свободном или связанном с сахаридами виде (глюкозиды). Простейшие ФС -фенол, пирокатехин, гидрохинон, резорцин и их метиловые эфиры в растениях редки (Сиренко, Козицкая, 1988).
Известно, что в растительной клетке система полифенол полифенолоксидаза участвует в окислительно-восстановительных процессах, при этом полифенолоксидаза переносит водород фенольного субстрата на кислород воздуха. Образовавшиеся хиноны о-дифенолов, обладая высоким окислительно-восстановительным потенциалом, неферментативно акцептируют водород от различных доноров (Запромётов, 1974; 1985).
Сточные воды БЦБК как источник загрязнения оз. Байкал
Традиционно основным источником загрязнения озера считают стоки БЦБК, содержащие широкий набор ФС, источником которых в значительной мере является лигнин, обеспечивая длительное вторичное загрязнение водоема ФС и другими вредными веществами (Стом и др., 1990). Среди наиболее опасных для экосистемы оз. Байкал загрязнений помимо ФС считают ТМ (Павлов, 1995). В стоках БЦБК находят соли Fe, А1, В a, Mn, Cr, Ni, Си, Cd и других (Бейм, 1983) (табл.3). Помимо БЦКБ крупным источником загрязнения оз. Байкал является р. Селенга, на которую приходится больше 50% годового стока в озеро (Афанасьев, 1977). Со стоком р. Селенги в Байкал попадают загрязнения различной химической природы из промышленной зоны её водозабора. В бассейне Байкала расположено 500 тыс. км территорий, принадлежащих Монголии, Бурятии, Иркутской и Читинской области (Кожова, Бейм, 1993; Бейм, Грошева, 1996). Одним из существенных источников поступления ТМ на акваторию оз. Байкал являются атмосферные выпадения, чему способствует естественная впадина озера, специфические атмосферные циркуляции (Анохин, 1984). По существующим оценкам поступление загрязнений в атмосферу только от БЦБК, впоследствии оседающим на акваторию озера, достигает 50% от общего антропогенного поступления в атмосферу (Мониторинг состояния ..., 1991). Несмотря на постоянный процесс загрязнения оз. Байкал, по основным контролируемым показателям превышения норм ПДК не наблюдается, существует лишь превышение над фоновыми в водах Южного Байкала (Бейм, Грошева, 1996). Сточные воды БЦБК проходят биологическую очистку в аэротенках, доокисляются в прудах-аэраторах и затем сбрасываются в оз. Байкал. Для проверки эффективности очистки сточных вод нами был применен метод определения интенсивности ЭХЛ люминола (Даллакян и др., 1978). Авторы рекомендовали метод для простого и точного определения загрязнений пресных вод ФС, с превышением чувствительности и большей простотой по сравнению с методами ГЖХ, амперометрических или спектральных методов. Привлекательность метода ЭХЛ люминола состоит в нашем случае в том, что в условиях открытого Байкала основные эффекты ингибирования ЭХЛ должны быть связаны по логике авторов с ФС. Определение ингибирования ЭХЛ люминола сточными водами БЦБК, взятыми с разных ступеней очистки показало, что по мере прохождения очистных сооружений концентрации ингибиторов ЭХЛ существенно снижаются, в том числе и ФС. Однако, пробы воды из пруда-аэратора, то есть перед сбросом в озеро продолжают содержать достаточно высокие концентрации ингибиторов ЭХЛ, что позволяет предполагать высокое содержание ФС (рис. 1). Определение ФС в стоках рутинными методами показало их наличие в очищенных стоках в концентрациях 4-11 мг/л, или 1СГ4 -10 5 М для нелетучих соединений (Кожова, Бейм, 1993), (табл. 3). ФС естественного происхождения присутствуют в водных экосистемах как продукты разложения водорослей и водных растений, или как одна из групп внеклеточных метаболитов. Однако из имеющихся данных видно, что фоновое содержание ФС в водах Байкала на несколько порядков ниже, чем содержание ФС в стоках (табл. 3). С другой стороны техногенные ФС не являются естественными растительными ФС и их метаболизация в экосистеме будет происходить, очевидно так, как органических ксенобиотиков, хотя этот вопрос далек от ясности. w Происхождение ФС таким образом, осложняет задачи определения их токсичности. Фенольные соединения загрязняют водоемы в составе стоков ЦБК как сами по себе, так и в результате длительного разложения лигнина (Грушко, Кожова, 1975; Стом и др., 1990). Для токсикометрического контроля и для исследования дефеноляции сточных вод используют водные растения и харовые водоросли, что дает обнадеживающие результаты (Петраускас, 1973; Стом и др., 1975; Стом, 1982). На примере сточных вод Байкальского ЦБК нами было исследовано их действие на СДП клеток байкальских харовых водорослей Nitella sp. (рис. 2). Реакция СДП клеток Nitella sp. на внесение в проток, омывающий клетку водоросли сточной водой из пруда-аэратора, выразилась в сложных колебательных изменениях этого показателя. При этом первичная реакция СДП на 1- 2 сут. выразилась в ее снижении, затем следовало увеличение до уровня, выше или ниже контрольного и новое снижение СДП. При действии воды из пруда-аэратора снижение СДП, увеличение выше контроля, новое снижение и последующее увеличение до уровня, близкого к контролю, наблюдали до конца опыта (рис. 2 (2). Начальное подавление СДП фенолом (10"4М) сменялось стимуляцией до уровня, выше контроля (рис. 2, (6), тогда как фенол (10"3М) после первичной стимуляции приводил к устойчивому подавлению циклоза (рис. 2 (7). Стоки с более ранних ступеней очистки вызывали подавление движения гранул цитоплазмы нителлы - вода с поступления на очистку, после биологической очистки (рис.2 (4,5). Вода из пруда-аэратора привела к уровню СДП близкого к контролю, что указывает на достаточно эффективную очистку стоков Байкальского ЦБК, в частности от ФС, Из данных литературы известно, что в сточных водах Байкальского ЦБК ФС содержатся в концентрации 0.05-0,1 мМ, что на 3-4 порядка выше фоновых в оз. Байкал (Бейм, 1983). Обращает на себя
Фенольные соединения акватории оз. Байкал
На основе анализа пространственной структуры сообществ донных организмов в Южном Байкале, в частности в зоне влияния стоков ЦБК, были выделены зоны: коренной перестройки биоценозов, переходная и зона интенсивного самоочищения, которая характеризуется как предпатологическая (Кожова, Бейм, 1993). Наши данные и данные литературы свидетельствуют, что по фитопланктону и микробиологическим показателям зона загрязнения в районе БЦБК оценивается в 4-50 км2 (Кожова и др., 1983), что выражается в росте численности микроорганизмов (сапрофитных, аммонификаторов, фенол окисляющих, нитрификаторов) (Максимова, 1974; Верхозина, 1985; Худяков, 2004). В связи с этим, нами были проведены работы по определению уровней содержания ФС и ТМ по акватории оз. Байкал. По схеме кругобайкальской съемки нами был осуществлен 21 географический разрез озера в направлении запад-восток с 3 станциями отбора проб (1,5 - 2 км от берега и в центре разрезов) с горизонтов 0, 5, 10, 25 м с дальнейшим определением в интегрированных пробах содержания ряда ТМ и общих ФС. (табл. 5). Наиболее высокие концентрации Zn составили 0,72-2,4 мкг/л, причем в основном в районе Байкальска и Северного Байкала, Со - до 0,2 мкг/л в районе Танхоя, Cd - 0,56 мкг/л и выше в Южном Байкале и частично -Среднем, Си - 0,2 мкг/л и выше с пятнистым распределением по всей акватории озера, РЬ - 0,1 мкг/л в основном, в Южном Байкале (рис. 3), Ni присутствовал, как правило, в следовых количествах. Следует отметить, что повышенные концентрации ТМ, как правило, свойственны поверхностным водам района БЦБК, устья р. Селенга, г. Северобайкальска, что в принципе не противоречит данным многолетнего мониторинга (Кожова, Бейм, 1993; Бейм, Грошева, 1996). Авторы утверждают, что превышение содержания ТМ над фоновыми оз.Байкал незначительны, поэтому в дальнейшем этим видом загрязнений мы не занимались.
Содержание ФС в сточных водах БЦБК составляет 4-11 мг/л, что на 3-4 порядка выше фонового, причем считается, что помимо прямого токсического действия нельзя не учитывать их косвенного влияния, за счет снижения содержания кислорода, расходуемого во время постоянного процесса разложения лигнина, что сказывается на жизнедеятельности эндемиков. Кроме этого, имеются данные о снижении под влиянием ФС интенсивности фотосинтеза Байкальского фитопланктона (Кожова и др., 1983; 1992).
Из результатов съемка акватории оз. Байкал следует, что наиболее высокое содержание ФС характерно для Южного Байкала, района БЦБК, устья р. Селенги, где их концентрация достигает 1 мкМ и выше (рис. 4). Средний и Северный Байкал характеризуется содержанием ФС 0,1-0,01 мкМ Минимальное содержание ФС находилось на пределе аналитического определения. Сводные обобщенные данные съемки акватории оз. Байкал по содержанию ФС приведены в табл. 6. Поскольку определение ФС проводилось методом ингибирования ЭХЛ люминола (Даллакян, 1978), правильнее называть их ингибиторами ЭХЛ люминола, которые скорее всегоРис. 3. Тяжелые металлы в поверхностных водах оз. Байкал: А - Со, Б - Cd, В - Си, Г - РЬ, в концентрациях выше 0.2, 0.56, 0.2 и 0.1 мкг/л соответственно - темные участки. являются ФС. Содержание ФС, выраженное в относительных единицах отражает ингибирование ЭХЛ люминола проб воды относительно минимального ингибирования вод б. Песчаная. Приведенные концентрации ФС получены путем экстраполяции ЭХЛ люминола фенолом в различных концентрациях (Даллакян, и др. 1978). Высокая чувствительность метода дала возможность впервые охарактеризовать поверхностные воды оз.Байкал на содержание ФС (предел чувствительности метода 10 М).
Фенольные соединения биогенного происхождения всегда содержатся в природных водах, однако их содержание (фоновое) в водах оз. Байкал на 3-4 порядка ниже, чем в сточных водах комбината (Бейм, 1983; Стом и др., 1990). Обычно используемые методы аналитического определения ФС не свободны от недостатков. Колориметрические методы имеют предел обнаружения не ниже 0,1 мМ (10 М), метод ГЖХ - до 1 мкМ (106 М), метод ЭХЛ люминола хорош для чистых вод, не содержащих серу соединений - до 0,001 мкМ (10 -10" М). Трудности определения концентраций ФС связаны с их неустойчивостью, способностью к взаимопревращениям, часто - через хинонные формы, нахождением в равновесном состоянии с хинонными формами (рис. 6., см. выше). Окисление ФС обычно происходит через стадию фенольного радикала. Все это крайне осложняет исследование токсичности ФС, их токсикометрию, установление норм ПДК, мониторинг ФС, определение механизмов действия.
Акватория, на которой наблюдают изменения сообществ фитопланктона в районе БЦБК, оцениваются в 4 км . Эти изменения заключаются в снижении численности водорослей родов Synedra, Cyclotella, Asterionella (Худяков и др., 1983; Кожова и др., 1992; Худяков, 2004). Достоверных изменений в первичной продукции для Южного Байкала не наблюдали, но нарушения структурно-функциональных параметров фитопланктонного сообщества установлены и заключаются в появлении видов, характерных для загрязненных водоёмов (Бейм, Грошева, 1996). Например, наблюдали замену доминирующей эндемичной водоросли Melosira baicalensis на цианобактерии Chroomonas acuta и Dynobrion cylindricum - известных обитателям болот (Худяков, 1984), в несколько раз снизилась средняя биомасса байкальской эпишуры (Худяков, и др., 2003). Кроме того, наблюдается обеднение видового состава бентосного сообщества и появление видов, характерных для загрязненных водоемов, (Кожова, 1983).
Несмотря на кажущуюся незначительность изменений биоты оз. Байкал, в частности структуры фитопланктонного сообщества, источники загрязнения, в частности БЦБК, на долю которых приходится половина объема антропогенного загрязнения озера (Чебаненко, 1988), могут вызвать дальнейшие нарушения путем повышения уровней содержания в водах загрязняющих веществ, в первую очередь, ФС и ТМ.
По мнению ряда авторов оз. Байкал, в котором сосредоточены основные запасы пресной воды России, обитают эндемичные виды, -относится к загрязняемым водоемам (Кожова, Бейм, 1993; Галазий и др., 1995; Бейм, Грошева, 1996; Худяков, 2004), а к 2030 г. биологические свойства байкальских вод могут необратимо измениться (Павлов, 1995).
Таким образом, существует неравномерность в распределении ФС в поверхностных водах оз. Байкал с повышенным их содержанием в районах, подверженных антропогенному воздействию. Возможно, загрязнение ФС является одной из причин изменений в планктонном сообществе оз. Байкал.
