НАЦІОНАЛЬНА АКАДЕМІЯ НАУК УКРАЇНИ

ІНСТИТУТ БІОХІМІЇ ім. О. В. ПАЛЛАДІНА

ЛЕВКОВЕЦЬ Інна Андріївна

УДК 577.336 : 595.324 : 576.851.315 : 628.8 : 517.17

Розробка інструментальних аналітичних біотестів та вивчення їхніх
основних характеристик при визначенні токсичності об’єктів довкілля

03.00.20 – біотехнологія

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата біологічних наук

Київ – 2005

Дисертацією є рукопис.

Робота виконана в Інституті біохімії ім. О. В. Палладіна НАН України.

Науковий керівник – доктор біологічних наук, професор

Стародуб Микола
Федорович,

Інститут біохімії
ім. О. В. Палладіна

НАН України, головний науковий співробітник.

Офіційні опоненти: доктор біологічних наук, професор

Дмитренко Микола
Петрович,

Інститут
екогігієни та токсикології

ім. Л. І. Медведя
МОЗ України,

завідувач
лабораторії біохімії;

кандидат біологічних наук

Грузіна Тамара Григорієвна,

Інститут біоколоїдної хімії

ім. Ф. Д. Овчаренка НАН України,

старший науковий співробітник відділу

колоїдних технологій природних систем.

Провідна установа – Інститут біоорганічної хімії та
нафтохімії НАН

України, відділ
структури і функції білків та пептидів

Захист відбудеться “4” квітня 2005 р. о 14 годині на засіданні
спеціалізованої вченої ради Д 26.240.01 в Інституті біохімії ім. О. В.
Палладіна НАН України (01601, м. Київ – 30, вул. Леонтовича 9).

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Інституту біохімії

ім. О. В. Палладіна НАН України (м. Київ, вул. Леонтовича 9).

Автореферат розісланий “3” березня 2005 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради,

кандидат біологічних наук
Кірсенко О. В.

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Контроль наявності токсичних речовин у навколишньому
середовищі набуває особливої актуальності у зв’язку з підвищеним
надходженням до нього відходів, пестицидів та ядохімікатів, які
створюють в кінцевому результаті загрозу здоров’ю людини. Існуючі на
даний час підходи, як правило, основані на традиційних методах
аналітичної хімії та на використанні різних варіантів хроматографії,
масспектроскопії та інших. Поряд з певними перевагами вони мають
недоліки та обмеження, оскільки базуються лише на фізичних та хімічних
принципах. Останнє, найчастіше, і визначає трудомісткість і дорожнечу
методів аналізу, недостатню їх чутливість та невідповідність вимогам, що
висуваються при оцінці екологічної ситуації. Одним із загальних обмежень
традиційних методів є, в ряді випадків, неможливість визначення
метаболічних фізіологічно активних форм речовин. Крім того, більшість
стічних вод промислового та сільськогосподарського походження має
складний та непостійний вміст, а продукти розпаду і взаємодії в стічних
водах окремих хімічних речовин можуть бути більш токсичними, ніж вихідні
речовини, що аналізуються. У таких випадках встановити ступінь впливу
стічних вод на біоценози водних об’єктів, базуючись лише на інформації
про відповідність концентрацій окремих компонентів гранично допустимим
нормам, практично неможливо. Підвищення інформативності та достовірності
аналітичного контролю загального забруднення об’єктів довкілля може бути
забезпечено лише на основі використання живих організмів як індикаторів.
Для цього розроблено ряд біологічних тестів, але вони загалом є досить
рутинними, довготривалими, і тому сьогодні постає проблема їх переводу
на основу інструментального аналізу, що базується на принципах
біосенсорики.

Біологічні тест-методи, як правило, використовують до проведення
хімічного аналізу, тому що ці методи дозволяють дати експрес-оцінку
навколишнього середовища і виявити, так звані, “гарячі точки”, які
вказують на найбільш забруднені ділянки. При виявленні даними методами
будь-яких відхилень досліджуване середовище характеризують як токсичне,
після чого аналітичним шляхом необхідно встановлювати причини
токсичності.

Оскільки методами біотестування з використанням живих організмів можна
визначати лише загальну токсичність, то наступним кроком є впровадження
нових експресних аналітичних методів для визначення індивідуальних
представників токсичних речовин, що в поєднанні з біологічними методами
дає повну картину стану забрудненості об’єктів довкілля. Основою для
створення таких пристроїв як с позицій чутливості і селективності
аналізу, так і відносно простоти, експресності і дешевизни його
виконання можуть стати оптичні імуносенсори.

Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Робота
проводилась в рамках наукової тематики відділу біохімії сенсорних і
регуляторних систем Інституту біохімії ім. О.В. Палладіна: “Створення
наукових основ експресної доклінічної біохімічної діагностики і
моніторингу довкілля з використанням селективних взаємодій біомолекул та
біосенсорної технології”, № держреєстрації 01974004371 та “Пошук шляхів
направленого упорядкування селективних біологічних структур для
підвищення ефективності біосенсорних елементів”, № держреєстрації
0102V006218, а також «Зворотний біосенсорний контроль очистки стічних
вод: фотоокислення з наступною деградацією, використовуючи
високоефективні бактерії-деструктори детергентів”, Проект
ICA2-1999-10017, Контракт № ICA2-CT-2000-10033.

Мета та завдання дослідження. Мета роботи – розробка експресних методів
біотестування на основі активованої хемілюмінесценції (ХЛ)
екзометаболітів дафній та біолюмінесценції (БЛ) бактерій для оцінки
загальної токсичності об’єктів довкілля та оптичного імунного біосенсору
для визначення індивідуальних токсикантів.

Для досягнення поставленої мети вирішували такі задачі:

Вивчити залежність ХЛ культурального середовища дафній від якісного та
кількісного складу реакційних сумішей.

Дослідити, в якій мірі наявність в середовищі різних токсичних речовин
впливає на рівень активованої ХЛ екзометаболітів Daphnia magna та
встановити характер і кінетику змін ХЛ.

Методом біотестування на основі активованої ХЛ екзометаболітів дафній та
бактеріальної БЛ оцінити загальну токсичність водних розчинів деяких
типів поверхнево-активних речовин (ПАР).

Розробити експресні методи біотестування на основі активованої ХЛ
екзометаболітів дафній та БЛ бактерій, а також випробувати їх
ефективність при оптимізації технологічного процесу окислювальної
обробки водних розчинів деяких типів ПАР.

Розробити модель нового типу оптичного імуносенсору на основі Optical
Waveguide Lightmode Spectroscopy (OWLS) та оптимізувати його основні
характеристики для визначення окремих токсичних речовин.

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше вивчено здатність до
активованої ХЛ екзометаболітів культурального середовища дафній.
Досліджено вплив різних токсичних речовин на характер та інтенсивність
активованої ХЛ. За допомогою методів біотестування на основі активованої
ХЛ та бактеріальної БЛ встановлено оптимальні параметри окислювальної
обробки ПАР для подальшої їх біосорбції. Вперше вивчено оптимальні
характеристики нового оптичного імуносенсору на основі OWLS для
аналітичного визначення гербіциду трифлюраліну, з порогом чутливості до
1 пг/мл.

Практичне значення одержаних результатів. Для практичного використання
запропоновано новий інструментальний аналітичний тест для визначення
загальної токсичності об’єктів довкілля на основі визначення рівня
екзометаболітів культурального середовища дафній. Базуючись на отриманих
даних, можна стверджувати, що він характеризується багатьма перевагами
порівняно з відомими на сьогодні традиційними методами. Підібрано умови
застосування представлених біотестів на основі дафній та БЛ бактерій для
контролю загальної токсичності води на різних етапах її очистки.
Розроблені методики дають можливість експресного та дешевого проведення
аналізу з визначення загальної токсичності об’єктів довкілля.
Запропонований оптичний імунний біосенсор дозволяє ефективно здійснювати
контроль індивідуальних токсикантів. Поєднання представлених біотестів з
розробленим оптичним імуносенсором забезпечить на практиці повний аналіз
токсичності об’єктів довкілля.

Особистий внесок здобувача. Дисертація є самостійною роботою автора.
Головну ідею роботи та напрям досліджень було запропоновано науковим
керівником, а її практичне втілення належить здобувачу. Автором
дисертаційної роботи самостійно здійснено аналіз літератури, проведено
біохімічні дослідження, виконано статистичну обробку отриманих
результатів та підготовлено статті до публікації. Разом з керівником
представлено експериментальний матеріал на наукових семінарах та
конференціях. Аналіз результатів, їх узагальнення, інтерпретацію та
формулювання основних положень і висновків проведено особисто автором.
Біолюмінесцентні бактерії були отримані від співробітника Таврійського
медичного університету ім. Георгієвського к.х.н. Кацева А. М.
Окислювальна обробка ПАР та адсорбційно-біосорбційна доочистка була
виконана співробітниками Інституту колоїдної хімії та хімії води
ім. А. В. Думанського НАН України за участю проф. Клименко Н. А. та
к.х.н. Вакуленко О. Ф. Розробка оптичного імуносенсору проведена на базі
Інституту захисту рослин АН Угорщини за координаційною участю д.х.н.
Секача А. та співробітників Центрального інституту досліджень харчових
технологій Угорщини к.х.н. Вараді М. та Адані Н. OWLS-інструмент був
люб’язно предоставлений директором угорської фірми Microvacuum Ltd,
головним інженером Сендрьо І. Весь експериментальний матеріал отримано
дисертантом.

Апробація результатів дисертації. Результати досліджень, які викладено в
дисертації, були представлені на таких міжнародних наукових форумах:
61-му семінарі міжнародного кібернетичного центру “Горизонти біохімічної
сенсорики в ХХІ столітті” (Варшава, 2001); Conference on Cellular
Engineering (Aachen, 2001); NATO Advanced Research Workshop “Frontiers
in molecular-scale science and technology of fullerene, nanotube,
nanosilicon, biopolymer (DNA, protein) multifunctional nanosystems
(Kiev, 2001); Fiber Optic Sensor Technology and Applications, 2001; SPIE
International Symposium on Environmental and Industrial Sensing and
Intelligent Systems and Advanced Manufacturing, 28 October –2 November,
Boston, USA, 2001; IX Mediterranean Conference on Medical and Biological
Engineering and Computing, MEDICON 2001. Pula, Croatia June 12-15, 2001;
10th ISSP & Workshop “Solubility phenomena”, 21-26 July 2002, St.
Constantine Resort, Varna, Bulgaria, 2002; The fourth international
conference on mashine automation, ICMA’02 (Tampere, 2002, Finland);
“Czujniki optoelektroniczne i electroniczne” (Azeszбw, 2002); 10th ISSP
& Workshop “Solubility phenomena”, 21-26 July 2002, St. Constantine
Resort, Varna, Bulgaria, 2002; VIII Українському біохімічному з’їзді
(Чернівці, 2002); 49th Plant Protection Days (Budapest, 2003); NATO ASI
“Molecular electronics: Bio-sensors and Bio-computers”, 2003; 7th Int.
HCH & Pesticides Forum (Kiev, 2003); на міжінститутському семінарі
«Сучасні проблеми біотехнології, біосенсорики і біомедичної оптики»
(Київ, 2003).

Публікації. За матеріалами дисертаційної роботи надруковано 6 статей і 6
тез доповідей.

Структура та обсяг дисертації. Дисертацію викладено на 109 сторінках
друкованого тексту. Робота складається з вступу, огляду літератури,
експериментальної частини (матеріали та методи, результати та їх
обговорення), висновків, списку використаних джерел, який містить 146
посилань. Робота проілюстрована 27 рисунками, 7 таблицями.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Огляд літератури. В огляді літератури вісвітлено сучасні принципи
визначення загальної токсичності об’єктів довкілля за допомогою
біологічних тест-методів. Представлено відомості щодо використання
різних біологічних об’єктів для біотестування, зокрема дафній та
біолюмінесцентних бактерій. Розглянуто сучасні підходи до застосування
оптичних імуносенсорів для визначення індивідуальних представників
токсичних речовин.

Матеріали та методи досліджень. В дослідах використовували рачки Daphnia
magna Straus (Cladocera, Daphnia), що мешкали в стандартних умовах. В
експеримент відбирали дафній віком не більше 24 годин, яких вміщували в
склянки з 10 мл культурального середовища та інкубували їх в термостаті
при 28?С протягом 30 хв – 24 годин (в залежності від мети експерименту).
У дослідах і контролі проводили по три паралельних визначення. Спонтанну
ХЛ інкубаційного середовища дафній реєстрували при додаванні 50 мкл 0,2
мМ розчину люмінолу в 50 мМ трис-буфері (рН 8,5) до 500 мкл середовища,
збуджену ХЛ – при додаванні по 50 мкл 0,2 мМ люмінолу та 1% розчину
пероксиду водню до 500 мкл середовища. Для підсилення активованої ХЛ в
500 мкл середовища поступово вносили по 50 мкл люмінолу, п-йодфенолу та
1% пероксиду водню.

З метою одержання та обробки інформації щодо інтенсивності ХЛ середовища
інкубування дафній використовували хемілюмінометер ХМЛ-3, що включав:
блок підсилення сигналу на базі ФЕП-176; блок подачі хімічних реагентів
до досліджуваних зразків; блок управління, де застосовується цифрове
мікропроцесорне оброблення сигналів, що дозволяє максимально
автоматизувати процес. Для реєстрації сигналів використовували
персональний комп’ютер, який підключали до ФЕП через інтерфейс.

Біолюмінесцентні бактерії культивували протягом 16 – 18 годин в колбах
при постійному перемішуванні при температурі 18 – 20?С на середовищі
наступного складу: пептон – 5 г/л; екстракт дріжджів – 5 г/л; 0,51 М
NaCl; 0,05 М K2HPO4?7H2O; 4 мМ (NH4)2HPO4; 0,4 мМ MgSO4?7H2O; 2 мМ
CaCO3, гліцерол – 3 мг/л. Для аналізу токсичності ПАР в кюветі
люмінометру БЛМ-8801 (СКТБ “Наука”, Росія) змішували 0,8 мл розчину ПАР
в 2,5% розчині NaCl, 100 мкл 0,5 М фосфатного (рН 7,0) або
фосфатно-цитратного буферного розчину (рН 5,5), а також 200 мкл
бактеріальної суспензії, яка містила 5·105 клітин/мл. Реєстрували зміну
інтенсивності (I) БЛ протягом 30 – 120 хв при різних концентраціях ПАР.
Рівень токсичності виражали у вигляді концентрації ПАР, що викликає 50%
зниження інтенсивності БЛ суспензії біолюмінесцентних бактерій – ЕК50
(ефективна концентрація). Рівень БЛ бактерій в 2,5% розчині NaCl в
присутності відповідного буферного розчину приймали за 100%.

Концентрацію неіоногенних поверхнево-активних речовин (НПАР)
контролювали спектрофотометричним методом із застосуванням
фосформолібденової кислоти (ФМК), а концентрацію аніонних ПАР визначали
фотометричним методом по реакції комплексоутворення з метиленовим синім
(МС). Зміну оптичної густини смуги поглинання вихідної сполуки
спостерігали в УФ-області (А224, А225). УФ-спектри реєстрували на
приладі SPECORD UV-VIS.

Розчини оксиетильованого нонілфенолу (ОП-10) з початковою концентрацією
50 ± 3 мг/л у дистильованій воді без регулювання рН (рН0 5,9 – 6,2) та
після підлужування (рН0 8,4 – 9,3), а також у пом’якшеній водопровідній
воді (рН0 7,7 – 7,8), обробляли озоном, УФ-опроміненням або озоном з
одночасним УФ-опроміненням на лабораторному обладнанні в реакторі
фотоозонування барботажного типу з оргскла (V ~ 11 дм3). Джерело
УФ-випромінювання (лампа ДРБ-15) у кварцовому кожусі занурювали в
розчин, що піддавався обробці. Реактор був обладнаний системою для
циркуляції (0,6 л/хв) розчину, що обробляється для змивання піни в
розчин. Озонатор продуктивністю 1 г О3/годину забезпечував концентрацію
О3 в озоно-повітряній суміші (ОПС), рівну 18 – 32 мг/л, при швидкості
подачі ОПС в реактор – 0,08 – 0,11 л/хв. Інтенсивність УФ-опромінювання
дорівнювала 0,5 – 0,64 Вт/л.

Концентрацію озону в ОПС контролювали йодометричним методом, об’єм ОПС –
за допомогою газового лічильника (ГСБ-400). Дозу поглинутого озону
визначали за рівнянням матеріального балансу озону в газовій фазі на
вході та виході з реактора. Концентрацію розчиненого озону в пробах
ОП-10 після обробки О3 та О3/УФ визначали за реакцією з індигокарміном,
вміст пероксиду водню – за реакцією з сульфатом титану (IV) в сірчаній
кислоті через 24 годин після озонування або О3/УФ-обробки розчину ОП-10.

Адсорбційно-біосорбційну доочистку розчину ПАР проводили шляхом його
фільтрації через дві послідовно з’єднані колонки, заповнені активним
вугіллям. У першій колонці використовували неінфіковане активне вугілля,
в другій – вугілля з іммобілізованими бактеріями – деструкторами ПАР
роду Pseudomonas. Швидкість фільтрування складала 0,5 м/годину,
тривалість контакту розчину з вугіллям – 30 –100 хв.

Розробка оптичного імуносенсору була виконана за допомогою приладу
OWLS 100, який контролюється програмою Biosense. Для формування
функціонального аміношару на поверхні перетворювача застосовували метод
силанізації з використанням водного розчину ?-амінопропілтриетоксисилану
(АПТС). З цією метою, спочатку чипи очищали шляхом занурення їх у
хромову кислоту на 15 хв, з наступним промиванням дистильованою водою.
Гідратація поверхні досягалася витримуванням чипів у гарячій (90?С)
дистильованій воді протягом однієї години. Формування аміногруп
проводили у 10% розчині АПТС (рН 3,5 доведений 1 М НСl) при 75?С
протягом 5 годин. Потім чипи промивали дистильованою водою та залишали
на ніч при 100?С, після чого їх зберігали при кімнатній температурі в
ексикаторі. Подальшу модифікацію аміногруп на поверхні чипу проводили
двома шляхами. Перший – за допомогою 2,5% розчину ГА, другий шлях
проходив у два етапи: спочатку застосовували сукциновий ангідрид для
утворення карбоксильних груп на поверхні чипу, потім проводили активацію
їх за допомогою N-гідроксисукциніміду та
1-етил-3-(3-диметиламінопропіл)карбодиіміду (N-ГС/EДК).

Отриманий цифровий матеріал був статистично оброблений за допомогою
комп’ютерної програми Microsoft Excel.

РЕЗУЛЬТАТИ ДОСЛІДЖЕНЬ ТА ЇХ ОБГОВОРЕННЯ

1. Хемілюмінесценція середовища культивування дафній та оптимізація умов
її визначення. Встановлено, що в середовищі культивування дафній не
спостерігається спонтанна ХЛ, яку можна зареєструвати приладом з
чутливістю на рівні 1·105 квантів/с. Додавання до цього середовища
люмінолу не впливає на інтенсивність його свічення. Разом с тим
виявилось, що при додаванні в середовище пероксиду водню в присутності
люмінолу відмічається поява ХЛ. При цьому найбільший рівень її
відмічається в присутності 1,6·10-2 мМ розчину люмінолу (рис. 1).

Було підібрано оптимальну кількість пероксиду водню, здатну індукувати
максимальний рівень ХЛ середовища. Встановлено, що вона складає 23 мМ
(рис. 2).

Представлялось доцільним вияснити, чи є у складі екзометаболітів дафній
фермент, здатний до сумісного окислення пероксидом водню люмінолу та
п-йодфенолу, що приводить до суттєвого підсилення ХЛ. Виявилось, що
п-йодфенол в концентрації 4·10-5– 2·10-3 мМ практично не впливає на
інтенсивність свічення, а подальше збільшення його вмісту в середовищі
від 5·10-3 до 4·10-2 мМ знижує ХЛ в 2,5 рази (рис. 3). Виходячи з цього,
п-йодфенол не тільки не підсилює ХЛ, а, можливо, перешкоджає окисленню
люмінола в нашому випадку.

Відповідно до ГОСТу міжнародного стандарту, для визначення загальної
токсичності водного середовища в 20 мл стандартного середовища вміщують
10 дафній. Для визначення токсичності середовища по інтенсивності ХЛ,
кількість дафній можна зменшити. Встановлено (рис. 4), що для
достовірного тестування інтенсивності свічення достатньо перебування
п’яти дафній в 10 мл середовища протягом 30 – 60 хв.

Зберігання зразків середовища при температурі 5оС протягом 1 – 3 годин
після закінчення експерименту не впливає на інтенсивність ХЛ, в той час
як температура 20 ? 2оС значно знижує її.

2. Визначення чутливості Daphnia magna до різних типів токсичних речовин
за допомогою хемілюмінесцентного методу. Відповідно до міжнародного
стандарту досліди на токсичність проводяться при температурі 20 ± 2?С.
Відомо, що підвищення температури значно збільшує чутливість
гідробіонтів до токсикантів, а фізіологічна температура саме для дафній
лежить в межах 18 – 28?С. З’ясовано, що при температурі 28?С
збільшується не тільки чутливість Daphnia magna до токсиканту, але й
значно скорочується час його дії. Так, при температурі 20 ± 2?С
чутливість дафній до біхромату калію знаходиться в межах 0,9 – 2,0 мг/л,
а час визначення становить 24 – 96 годин. У наших дослідженнях при
температурі 28?С чутливість методу становить 0,005 мг/л, а реакція
тест-організму на токсикант спостерігається вже через 2 години (рис. 5).

Характер та інтенсивність ХЛ залежать від концентрації та природи
хімічного агента, тому було доцільно дослідити і порівняти вплив різних
токсикантів. З цією метою використовували високотоксичний для водних
безхребетних пестицид метоміл (ЛК50 = 0,032 мг/л у разі тестування через
24 години), який є інгібітором холінестерази. Як видно з отриманих
результатів (рис. 6), через 2 години експерименту зміну інтенсивності ХЛ
інкубаційного середовища дафній під впливом цього пестициду можна
спостерігати вже при концентрації, що майже в 25 разів нижча за ЛК50.

Було досліджено вплив трифлюраліну на ХЛ екзометаболітів дафній. За
даними літератури напівлетальна концентрація (ЛК50) для дафній у разі
тестування через 48 години становить 0,245 мг/л.

Оскільки трифлюралін впливає на ендокринну систему, то його токсичність
за традиційними морфологічними показниками у дафній не можна встановити
за короткий період часу визначення. Тоді як при використанні методу
активованої ХЛ екзометаболітів інкубаційного середовища дафній, зміни
можна реєструвати вже через 2 години експерименту. В дослідженому
інтервалі концентрацій трифлюраліну спостерігалось значне зниження ХЛ.
Так, при концентрації, близькій до ЛК50 для трифлюраліну, ХЛ
інкубаційного середовища дафній знижувалась приблизно на 75%. (рис. 7).

Вплив різних за хімічною природою токсичних речовин може позначатися як
шляхом зменшення, так і збільшення інтенсивності ХЛ.

НПАР – це високомолекулярні сполуки, які у водних розчинах не утворюють
іонів. Токсична дія НПАР визначається головним чином неполярною частиною
молекули, при цьому вона найбільш виражена при наявності в останніх
ароматичного кільця.

З метою вивчення впливу НПАР на характер та інтенсивність ХЛ середовища
інкубації дафній використовували розчини тритону Х-100. Збільшення
концентрації вказаної ПАР призводило до значного підвищення ХЛ (рис. 8).
Так, із підвищенням концентрації даної речовини до 25 мг/л інтенсивність
ХЛ збільшувалась майже в 5 разів в порівнянні з контролем.

При цьому, під впливом тритону Х-100 на Daphnia magna в діапазоні
досліджених концентрацій спостерігалась 100% виживаність молоді, що
свідчить про меншу чутливість стандартного методу, основаному на
іммобілізації дафній, у порівнянні з розробленим хемілюмінесцентним
методом. ЛК50 для тритону через 24 години тестування стандартним методом
складало 30 мг/л.

Подібний характер зміни ХЛ інкубаційного середовища дафній ми
спостерігали при використанні іншого типу НПАР – твіну-80 (рис. 9). У
процесі досліджень виявлено, що твін в інтервалі досліджених
концентрацій поступово підвищує рівень активованої ХЛ екзометаболітів
дафній. У разі 20 мг/л твіну рівень ХЛ збільшується на 80% порівняно з
контролем.

В діапазоні досліджених концентрацій твіну-80 зміни на морфологічному
рівні не були відмічені. НПАР даного типу, які не містять фенольного
кільця, менш токсичні, ніж алкілфенолетоксилати.

3. Дослідження токсичності водних розчинів ПАР в процесі їх
окислювальної обробки. Розроблений інструментальний метод біотестування
був застосований нами для оптимізації технологічного процесу очистки
води від НПАР типу оксиетильованих алкілфенолів.

Як об’єкт дослідження використовували неіоногенну ПАР – ОП-10, вихідна
концентрація якого становила 50 ± 3 мг/л, що відповідає середньому рівню
забрудненості більшості промислової стічної води цим типом сполук.

Для оцінки токсичності води за допомогою ракоподібних Daphnia magna
величину рН досліджуваних проб попередньо доводили до рівня 7,8 ± 0,2.
Інкубацію проводили в термостаті при 28?С протягом 24 годин.

Після біотестування розчинів ОП-10 у пом’якшеній водопровідній воді, які
пройшли окислювальну обробку, та без неї, при тій самій концентрації
нонілфенолетоксилатів токсичність за морфологічними ознаками була вище в
пробах, які не піддавалися окисленню. Однак, це справедливо лише до
певної межі концентрацій ОП-10, яка складає ~ 23 – 25 мг/л. Подальше
зниження концентрації ОП-10 в процесі його окислювальної деструкції до
10 – 12,5 мг/л показувало більш високу токсичність розчинів в порівнянні
з розчинами тієї ж концентрації, отриманими шляхом розведення вихідної
проби. При більш глибокій окислювальній деструкції ОП-10 в розчині,
ймовірно, збільшується концентрація токсичних продуктів озонолізу
(наприклад, органічних пероксидів).

При дослідженні частково окислених проб ОП-10 у всьому діапазоні
залишкових концентрацій відмічено значне зниження інтенсивності ХЛ
відносно контролю (рис. 10).

J

L

 

0 H th 2

4

+4/6/¦/–3F5?5u9
:0>?>„>?>

Похожие записи