Константы распределения между н-октанолом и водой (K_oct/H2O) пестицидов и металлокомплексов представлены в табл. 4.

Максимальную липофильность проявляют зенкор и базагран (K_oct/H2O = 66,57 и 52,19). Наименьшую: раундап и кузагард (K_oct/H2O = 0,46 и 0,30). Процесс перехода пестицидов из воды в октанол - неполярную фазу характеризовался во времени несколькими стадиями с различными скоростями переноса (рис. 11). В первые 20 минут скорость у всех соединений максимальна, затем она существенно падает, но и после 18 месяцев наблюдения процесс накопления ЗВ в неполярной фазе продол жается. По величинам константскорости процесса перехода ЗВ в жирную фазу (k = V/c) на первом участке - k₁ рассмотренные пестициды располагаются в ряд активности: зенкор ~ базагран сетоксидим лонтрел раундап кузагард.

На основании всей совокупности полученных данных можно сделать вывод, что комплексообразование техногенных токсикантов является наиболее общим механизмом их действия, присущим техногенным токсикантам различного химического строения.

Размещено на http://www.allbest.ru/

1

16

Рис. 11 Кинетические кривые накопления ЗВ в октаноле: 1. - лонтрел; 2. - зенкор; 3. - базагран; 4. - раундап

Глава 7. ФОРМЫ ПРОЯВЛЕНИЯ КОМПЛЕКСООБРАЗОВАНИЯ НА УРОВНЕ ЖИВЫХ ОРГАНИЗМОВ

Выше показано, что техногенные токсиканты образуют комплексные соединения с биологическими молекулами. Причём, каждое ЗВ характеризуется своей константой комплексообразования. Представляло большой интерес сравнить константы комплексообразования полученные на молекулярном уровне с физиологическими эффектами, проявляемыми токсикантами на живых организмах.

§1. Связывание АТФ как первичный механизм ингибирования
прорастания семян

Поскольку, большинство рассматриваемых нами техногенных ЗВ являются гербицидами, предназначенными для обработки растений, исследование их влияния на физиологические эффекты многоклеточных организмов мы начали с рассмотрения фитотоксических свойств. В табл. 5 представлены данные по влиянию пестицидов

Таблица 5

Подавление прорастания семян и образования хлорофилла в двудольных растениях (горох «Улановский юбилейный») при действии пестицидов и их константы комплексообразования с е-ATФ

Пестицид, [10-3 M]	зен кор	лонт-рел	кузагард	сеток-сидим	базагран	тачигарен	тилт
Кк/о·10-3, М-1	26,5 ±3,3	15,9 ±2,0	9,7±0,5	5,0 ±0,3	4,7 ±0,4	1,1 ±0,04	0,8 ±0,06
подав. прораст%	92±4	90±1	80±10	75±5	60±10	55±5	45±10
[хлрф]·10-3, мл-1	8,37	8,48	20,46	22,20	23,15	87,5	87,5

на прорастание семян двудольных растений. Прослеживается чёткая зависимость: с убыванием константы комплексообразования падает гербицидный эффект, вызываемый пестицидом. Та же тенденция прослеживается во влиянии пестицидов на прорастание семян злаковых культур.

Все комплексы металлов в концентрации 10^-8-10^-4 М ингибируют прорастание семян гороха и пшеницы (рис. 12). Фитотоксические свойства металлокомплексов несколько отличны от свойств самого лонтрела.

Присутствие металлов: Со, Ni, Сu увеличивает ингибирующее действие лонтрела; Fе и Мn его несколько снижают. Это находится в соответствии с величинами К_к/о данных соединений с АТФ.

Опрыскивание вегетирующих растений пестицидами приводит к различным повреждениям: хлороз, некроз листьев, скручивание, полегание стеблей пшеницы, отмирание точки роста. Проращивание семян в присутствии АТФ и АТФ+пестицид показало, что лонтрел, зенкор, раундап, тилт на горохе; лонтрел, базагран, сетоксидим, тачигарен на пшенице проявляют сильно выраженную ATФ-зависимость. Всхожесть семян в среде АТФ+пестицид на 20-50% выше, чем без АТФ.

Содержание хлорофилла в образцах гороха и пшеницы на 5-7 день после обработки (табл. 5) демонстрирует обратную зависимость от К_к/о соответствующего пестицида.

Во всех сериях экспериментов, на двудольных и злаковых растениях чётко прослеживаются закономерности: а) максимально активны - зенкор и лонтрел; б) активны - раундап, кузагард, сетоксидим; в) слабо активны - базагран, тачигарен, тилт. Полученные данные показывают, при обработке семян гербициды проникают внутрь семени и сохраняются в проростках, что приводит к ингибированию прорастания. Медленное прорастание с биохимической точки зрения означает, что в клетках снижен уровень AТФ, а его увеличение коррелирует с выходом из состояния покоя. Таким образом, комплексование с АТФ - нарушение энергети ческого метаболизма или возникновение энергодефицита, реализуется in vivo в живой клетке, и являются причиной фитотоксического (в данном случае - гербицидного) действия техногенных ЗВ.

Рис. 12 Влияние комплексов гербицида лонтрел на прорастание злаковых культур: 1. - лонтрел; 2. - CuL₂; 3. - FeL₂; 4. - MnL₂; 5. - NiL₂; 6. - CoL₂

Рис. 12 Влияние металлокомплексов гербицида лонтрел на прорастание злаковых культур 1. - лонтрел; 2. - CuL2

4. - MnL₂; 5. - NiL₂; 6. - CoL₂.

§2. Изменение жизненных циклов и популяционной динамики почвообитающих коллембол под влиянием гербицидов

Обитающие в почве организмы оказываются в тесном контакте с ЗВ. Коллемболы (ногохвостки) - широко распространены и многочисленны. Совместно с другими обитателями почв они создают её плодородие; влияют на степень гидроморфности и характер процессов гумификации. При одноразовом внесении гербицидов изменяется поведение коллембол: раундап увеличивает двигательную активность, кузагард - затомаживает. Затем активность восстанавливается. При многоразовом внесении пестицидов на субстрат скорость роста численности популяции отстаёт от контроля (рис. 13). Максимальное увеличение численности микроартропод после воздействия раундапа наблюдается в районе 25-35, а кузагарда - 45-55 суток. В этот период, общее число особей (при минимальных концентрациях гербицида) сопоставимо с контролем. Степень воздействия препаратов возрастает при увеличении концентрации, что выражается в снижении численности микроартропод. Во всех концентрациях в присутствии кузагарда рост численности происходит существенно медленнее, чем в присутствии раундапа. После 27 суток для раундапа и 48 суток для кузагарда (10^-4 и 10^-3М) наблюдается резкое снижение численности микроартропод. В варианте с раундапом высокая смертность коллембол совпадает с периодом линьки ювенилов первого поколения (21 - 28 сутки); с кузагардом - второго поколения (48 - 54 сутки). В конце наблюдения под воздействием раундапа численность возросла в 9-11; кузагарда - 10-13; в контроле - в 19 раз.

При многократном внесении препаратов изменяются показатели процесса размножения (табл. 6). Наблюдается задержка появления первых кладок до 42 дней (14 в контроле) при внесении кузагарда (10^-2М). Снижается количество яиц в кладках: под влиянием кузагарда (50% от контроля, 10^-2М) в большей степени, чем раундапа (60% от контроля, 10^-2М). Продолжительность эмбрионального периода в присутствии раундапа 6 дней = контролю; кузагарда - возрастает в 1,5ч2 раза. Кузагард снижает долю выхода ювенильных особей в 2,3 раза (при 10^-2М); раундап - в 1,2ч1,5 раза. Кратность увеличения численности популяции через месяц после обработки раундапом (при 10^-2М) падает в 2 раза; под воздействием кузагарда - более чем в 5 раз (10^-2М); в 2 раза (10^-3М), и только при 10^-4М близка к контролю. Раундап оказывает большее влияние на первое поколение, кузагард - на второе.

Рис. 13 Изменение численности популяции коллембол Folsomia candida при многоразовом внесении раундапа и кузагарда: раундап: 1. - 10^-4М; 2. - 10^-3М; 3. - 10^-2М; кузагард: 4. - 10^-4М; 5. - 10^-3М; 6. - 10^-2М K - контроль

Таблица 6

Показатели размножения коллембол при многоразовом внесении ЗВ. ([1] - Балабина И.П., 1991. [2] - Пономарёва О.Н., 1990.)

Показатели	Кузагард F. candida	Раундап F. candida	Лонтрел [1] F. candida	Базагран [2] C.denticulata
	Конт	10-2 М	Конт	10-2 М	Конт	10-2М	Конт	10-2 М
Сроки появления первых кладок, дни	14±0	42±0	3±0	3±0	10±0,6	48±1,5	6±2	8±0
Количество яиц в кладках (экз.)	100±1	50±1	51±10	30±20	16,3±4,9	5,3±1,8	12±48	12±3
Продолжительность эмбрион. развития (дни)	7±0	10±3	6±4	6±0	7,7±0,3	13,3±1,6	9±1	9±1
Доля выхода юве-нильных особей,%	77±0	33±20	60±17	40±18	100±0	78±0	80±0	50±0
Кратность увеличения численности через месяц	16±0	3±1,5	18±8	9±7	16±0	0,9±0	6,3±0	0,5±0

Комплексы оказывают существенное воздействие на общее число взрослых и молодых особей коллембол Xenylla grisea (Hypogastruridae) при однократной обработке во всех рассмотренных концентрациях (рис. 14). Рост концентрации увеличивает эффект. При 10^-2М количество коллембол в 2 раза ниже, чем при 10^-4М - за 5 недель. При равных исходных концентрациях действие CuL₂ существенно сильнее, чем MnL₂: в 3,1 раза при 10^-4М; в 2,6 раз при 10^-3М. Аналогично - при 10^-2М.

Рис. 14 Изменения общей численности коллембол Xenylla grisea после однократного внесения CuL₂, MnL₂

Концентрации - CuL₂: 1 - 10^-4 М;

2. - 10^-3 М; 3. - 10^-2М. MnL₂: 4. - 10^-4М;

5. - 10^-3 М; 6. - 10^-2 М. K - контроль.

По убыванию воздействия на численность микроартропод, изученные вещества выстраиваются в ряд: CuL₂ лонтрел>кузагард>раундап > базагран > MnL₂, который коррелирует с их К_к/обр с -АТФ. Почти в 400 раз К_к/обр CuL₂ выше, чем К_к/обр MnL₂ - во столько раз CuL₂ превосходит MnL₂ по прочности связи с АТФ.

По сравнению с лонтрелом, К_к/обр CuL₂больше в 54,6; и в 7 раз меньше у MnL₂. Биологическая активность CuL₂ также выше, чем у MnL₂. В большей степени MnL₂ влияет на численность взрослых особей, а CuL₂ - на численность потомства, прирост молоди самый низкий (10^-4М).

Комплексы ЗВ-ДНК, как показано в Главе 4, изменяют вторичную структуру двойной спирали. Cопоставление показателей размножения микроартропод (табл. 6) с К_к/обр ЗВ с е-ДНК и е-РНК (табл. 2) демонстрирует корреляцию молекулярных параметров с эффектами, проявляемыми живыми организмами. По-видимому, рассмотренные ЗВ изменяют строение и функции ДНК и РНК коллембол, нарушают процесс репликации. Это является причиной нарушения репродуктивных функций организма и приводит к снижению численности потомства. Величины К_к/обр токсичных химических соединений с нуклеотидами (АТФ, ДНК) коррелируют с биологической активностью, проявляемой ЗВ - степенью воздействия на жизненные циклы почвообитающих коллембол.

Таким образом, ингибирование энергетического метаболизма, нарушение процесса репликации, в результате комплексообразования, являются причиной снижения численности почвенных микроартропод при соприкосновении с гербицидами.

§3. Связь процессов комплексообразования и токсичности ЗВ
в отношении гидробионтов

Известно, что ЗВ поступают и накапливаются в природных водных средах, достигают живых организмов, заставляя их противостоять или адаптироваться оказываемому воздействию. Токсичность растворов в отношении люциферазы, выделенной из светящихся бактерий Benekea harvey, возрастает пропорционально концентрации пестицидов: нарастание токсичности максимальное у зенкора, наиболее слабое - у тачигарена (рис. 15). Тачигарен (10^-1М) нетоксичен: - индекс токсичности Т < 19%. Базагран во всей области концентраций слабо токсичен: 24 < Т ? 40%. Высокая токсичность наблюдалась при концентрации зенкора 5·10^-3М; лонтрела - 10^-2М; раундапа - 10^-1 М. Изменения коэффициента токсичности (K,%) в отношении инфузории Tetrahymena pyriformis от концентрации ЗВ - аналогичны. Во всех концентрациях наибольшую токсичность проявляет зенкор. Токсичность пестицидов уменьшается в ряду: зенкор > лонтрел > раундап > базагран > тачигарен. Значения концентрации, приводящей к 50%-ной токсичности (EC₅₀) полученные на люциферазе бактерий и инфузориях представлены в табл. 7.

Комплексы металлов обладают токсичностью по отношению к люциферазе Bene-kea harvey вплоть до концентрации 10^-7М. При концентрации 10^-4М CuL₂, CoL₂, NiL₂, а при 10^-3М и выше - комплексы всех металлов проявляют токсичность в отношении Tetrahymena pyriformis K > 50% (рис. 16). Зависимость коэффициента токсичности от логарифма концентрации носит характер близкий к линейному.

Характер зависимости токсичности комплексов разных металлов с одним и тем же лигандом одинаков. При любых концентрациях, K уменьшается в ряду: CuL₂ > CoL₂ > NiL₂ >MoL₂ > MnL₂ >ZnL₂ > MgL₂. Токсичность комплексов Cu-, Co-, Ni-, Mo-, Mn- и ZnL₂ выше, чем у исход- ного гербицида.



Рис. 15 Изменение токсичности в отношении Benekea harvey от концентрации пестицидов: 1. - зенкор; 2. - лонтрел; 3. - раундап; 4. - базагран; 5. - тачигарен

Рис. 14 Изменения общей численности коллембол Xenylla grisea после однократного внесения CuL2, MnL2. K - контроль. Концентрации - CuL2: 1. - 10-4 М; 2. - MnL₂: 4. - 10^-4М; 5. - 10^-3М; 6. - 10^-2М

Величина ЕС₅₀ в случае Cu-, Co-, Ni-, MoL₂ - на порядок и более; Mn-, ZnL₂ - в 1,5 - 2 раза ниже, чем у исходного лиганда (табл. 7). Только у MgL₂ ЕС₅₀ выше лонтрела. На модельной тест-системе - бактериальной люциферазе из Benekea harvey in vitro контролируется иннактивация одного фермента. Наблюдается корреляция между снижением люциферазной активности и энергодефицитом, создаваемым ЗВ. В опыте in vivo инфузории Tetrahymena pyriformis проявляют резистентность, характерную для многоклеточного живого организма.

Таблица 7

Значения ЕC₅₀ пестицидов и комплексов металлов, М

пестицид	Benekea harvey, люцифераза штамм В1 7	Tetrahymena pyriformis	комп лекс	Benekea harvey, люцифераза штамм В1 7	Tetrahymena pyriformis
зенкор	(4,4±0,1)·10-3	(2,4±0,4)?10-3	CuL2	(1,3±0,1)·10-5	(1,2±0,1)?10-4
лонтрел	(8,0±0,3)·10-3	(5,2±0,3)?10-3	CoL2	(3,0±0,2)·10-4	(1,4±0,1)?10-4
раундап	(2,0±0,1)·10-2	(1,3±0.3)?10-2	NiL2	(5,0±0,2)·10-4	(3,2±0,2)?10-4
базагран	(2,9±0,1)·10-2	(5,0±0,2)·10-2	MoL2	(7,0±0,3)·10-4	(7,0±0,3)?10-4
тачигар.	(1,0±0,2)·10-1	(2,5±0,2)?10-1	MnL2	(1,6±0,1)·10-3	(5,1±0,2)?10-3
MgL2	(1,0±0,1)·10-2	(1,0±0,1)?10-2	ZnL2	(2,0±0,1)·10-3	(1,0±0,1)?10-3

Токсичность комплексов металлов проявляется при концентрациях на один - два порядка более низких, чем любого из рассмотренных пестицидов (табл. 7). Аналогично параметры EC₅₀ пестицидов и комплексов металлов указывают, что токсичность последних на один - два порядка выше, чем у всех пестицидов и исходного лиганда - лонтрела, в частности. В области изученных концентраций, как пестициды, так и комплексы металлов располагаются в одной и той же последовательности по убыванию степени токсичности.

Рис. 16 Зависимость коэффициента токсичности в отношении инфузории Tetrahymena pyriformis от логарифма концентрации комплексов металлов: 1. - CuL₂; 2. - CoL₂; 3. - NiL₂; 4. - MoL₂; 5. - MnL₂; 6. - ZnL₂; 7. - MgL₂



Рис. 17 Изменение степени токсичности пестицидов в отношении Tetrahymena pyriformis в зависимости от их констант комплексообразования с АТФ: Концентрации: 1. - 10^-1 М; 2. - 10^-2 М; 3. - 10^-3 М. з - зенкор; л - лонтрел; р - раундап; б - базагран; т - тачигарен

Рис. 16. Зависимость коэффициента токсичности в отношении инфузории Tetrahymena pyriformis от логарифма концентрации комплексов металлов. 1. - CuL2; 2. - CoL2; 3. - NiL2; 4. - MoL2; 5. - MnL2; 6. - ZnL2; 7. - MgL2

Изменение токсичности растворов ЗВ в отношении Tetrahymena pyriformis (рис. 17), свидетельствует о наличии корреляции между снижением репродуктивной способности от К_к/обр техногенного токсиканта с ДНК. Зависимость прямо пропорциональная: токсичность веществ с низкими значениями К_к/обр - наименьшая, а у веществ с высокими значениями константы, с высокой способностью к комплексообразованию - наибольшая. Наблюдается корреляция эффекта токсичности по отношению к бактериям Benekea harvey и инфузориям Tetrahymena pyriformis от величины энергодефицита, создаваемого комплексами металлов. Обе зависимости прямо пропорциональные и имеют место при концентрациях 10^-1 - 10^-7 М.

Количественную характеристику обнаруженной корреляции даёт сравнение токсикантов при одной концентрации - ЕС₅₀ (рис. 18). Приводимая закономерность связывает энергодефицит клеток, вызываемый ЗВ с определяемой величиной К_к/обр с АТФ, с эффектом токсичности, проявляющимся на тест-объекте. Использование установленной зависимости для прогноза величины ЕС₅₀ на основании известного значения К_к/обр позволяет предположить, что ЕС₅₀ кузагарда, сетоксидима и тилта должны составлять 1,0·10^-2; 3,0·10^-2 и 1,1 М, соответственно. Аналогично, рис. 19 иллюстрирует закономерность, связывающую ферментативную активность бактерий и репродуктивную способность инфузорий с величиной энергодефицита, создаваемого в клетке организма металлокомплексами.

Выявленная закономерность изменения величины токсичности ЗВ от его константы комплексообразования с АТФ подтверждается литературными данными на большом количестве разных видов многоклеточных организмов (рис. 18). Она может быть использована в качестве экспресс-теста для определения токсичности ЗВ по отношению к гидробионтам.

Проведённые нами исследования показывают, что при попадании ЗВ техногенного происхождения (пестициды или комплексы металлов) внутрь организма происходит его химическое связывание с микроэлементам, нуклеотидами, ферментами, липидами. Образуются прочные комплексы ЗВ с АТФ, НАДН, НАДН-ОР, ДНК,



Рис. 18 Корреляционная зависимость между величиной ЕС₅₀ при воздействии пестицидов, определённой на Tetrahymena pyriformis от величины энергодефицита клетки, создаваемого загрязняющим веществом: литературные данные: - зоопланктон - Daphnia magna; рыбы - - Lepomis macrochirus ювенилы до 0,4см; Oncorhynchus mykiss ювенилы; - Oncorhynchus mykiss взрослые; - Cyprinodon variegate взрослые 1-закономерность изменения ЕС₅₀ от К_к/обр; - экспериментальные точки

Размещено на http://www.allbest.ru/

1

16

Рис. 19 Закономерность изменения ЕС₅₀ комплексов металлов в отношении инфузорий Tetrahymena pyriformis от их констант комплексообразования

Возникновение биоорганических комплексов приводит к нарушению энергетического метаболизма в организме. Возникает энергодефицит клетки, который приводит к её гибели



Рис. 17 Изменение степени токсичности пестицидов в отношении Tetrahymena pyriformis в зависимости от величин их констант комплексообразования с АТФ. Концентрации: 1. - 10-1М; 2. - 10-2 М; 3 - 10-3М; з - зенкор; л - лонтрел; р - раундап; б - базагран; т - тачигарен

На организменном уровне, такой внутримолекулярный механизм действия ЗВ выражается в форме снижения ферментативной активности бактерий, репродуктивной способности инфузорий, микроартропод, подавления прорастания, роста растений.

§4. Корреляция способности к образованию комплексов ЗВ с ДНК
с их генотоксичностью

Установленная нами способность ксенобиотиков к образованию комплексов с ДНК и РНК (Глава 4), безусловно, сопряжена с серьёзными последствиями для всего организма. Прочные химические связи ЗВ с ДНК могут индуцировать генные мутации, - это вызывает необходимость более глубокого исследования. Результаты определения генотоксичности на тесте Эймса Salmonella/ микросомы приведены в табл. 8. На штамме ТА100 кузагард проявил слабую прямую мутагенную активность (мутагенный индекс МИ=1,8). Все пестициды проявили мутагенность на штаме ТА98. Самым активным мутагеном оказался зенкор, - прямой мутагенный эффект (МА-) = 25,2. Остальные пестициды обнаружили слабый прямой мутагенный эффект, с величиной МИ (МА^- < 10). По величине МИ, ЗВ располагаются в ряд активности: зенкор>базагран>лонтрел = кузагард > раундап > тачигарен > сетоксидим. Зенкор, базагран, лонтрел и кузагард вызывают у Salmonella typhimurium на штамме ТА98 мутации ДНК типа сдвига рамки считывания.

Размещено на http://www.allbest.ru/

1

16

Рис. 19 Закономерность изменения ЕС₅₀ комплексов металлов в отношении инфузорий Tetrahymena pyriformis от их К_к/обр

Таблица 8

Величины мутагенных индексов ЗВ МА⁺ - с метаболической активацией; МА^- - без метаболической активации

Пестициды	штаммТА98	штамм ТА100	комплексы	штаммТА98	штаммТА100
	мутагенный индекс		мутагенный индекс
	МА+	МА-	МА+	МА-		МА+	МА-	МА+	МА-
контроль	1	1	1	1	MoL2	3,3	5,2	1,4	1,5
зенкор	3,2	25,2	1,1	1,3	FeL2	4,2	2,8	1,5	1,1
лонтрел	5,5	2,0	0,4	1,1	CoL2	3,0	1,8	1,4	1,1
кузагард	5,3	2,0	1,6	1,80	NiL2	5,2	4,3	1,2	1,4
раундап	5,3	1,8	1,7	1,1	СuL2	3,1	1,6	1,4	1,2
сетоксид.	3,0	0,9	0,7	0,9	MnL2	2,5	2,0	0,8	1,2
базагран	2,3	2,2	1,5	1,5	ZnL2	4,3	1,7	1,5	1,23
тачигар.	2,0	1,5	1,4	1,5	MgL2	2,3	3,8	1,8	1,3

Пестициды активно метаболизируются монооксигеназной системой печени крыс (табл. 8). Метаболиты зенкора оказались менее генотоксичны, чем исходное ЗВ. Метаболиты лонтрела, кузагарда, раундапа и тачигарена проявили мутагенные активности, заметно возросшие по сравнению с прямой активностью этих веществ. В результате метаболической активации их МИ возрастают в 1,5-2,9 раза. Генотоксичность раундапа, сетоксидима и тачигарена выявилась только после метаболической активации, - они оказались промутагенами. При этом МИ раундапа возрастает в 3, а сетоксидима - в 3,3 раза. Рассмотренные пестициды вызывают у штамма ТА98 мутации типа сдвига рамки считывания. Величина МИ изменяется в ряду: зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен.

Все комплексы металлов с лонтрелом (табл. 8) проявили прямую активность на штамме ТА98. Максимальная активность выявлена у MоL₂ (МИ=5,2). За MоL₂ следуют NiL₂ > MgL₂ > FeL₂ > (L) > MnL₂. Не обнаружили прямой мутагенной активности CoL₂, ZnL₂ и CuL₂.

После метаболической активации все металлокомпексы проявили генотоксичность с МИ < 10. Мутагенная активность метаболитов MоL₂ и MgL₂ снизилась по сравнению с пробами без метаболической активации, у FeL₂, NiL₂, MnL₂, - возросла. CoL₂, ZnL₂ и CuL₂ обнаружили только промутагенный эффект. Мутагенная активность метаболитов в два раза выше, чем у комплексов. По промутагенной активности они выстраиваются в ряд: (L) ~ NiL₂ > ZnL₂ ~ FeL₂ > MоL₂ ~ CuL₂ ~ CoL₂> MnL₂ ~ MgL₂. Активность метаболитов NiL₂ близка к исходному лонтрелу, у MnL₂ и MgL₂ - существенно ниже.

Комплексы MоL₂, NiL₂, FeL₂ и MgL₂ проявили прямую мутагенную активность выше, чем у лонтрела. У MnL₂ слабая активность близкая к лонтрелу. Генотоксичность CuL₂, CoL₂ и ZnL₂ ниже, чем у лонтрела и проявляется только после метаболической активации. Только у NiL₂ метаболическая мутагенная активность соизмерима с лонтрелом. У других комплексов гербицида лонтрел метаболическая мутагенная активность в 1,5-2 раза меньше, чем у лонтрела.

Установленные величины МИ сравнили с величинами К_к/обр этих соединений с ДНК и РНК, приведенными в табл. 2. Как следует из рис. 20, в изменении величин МИ прослеживается корреляция с последовательностью уменьше-ния значений их К_к/обр с ДНК. Изменение К_к/обр ЗВ с РНК происходит симбатно с К_к/обр этих соединений с ДНК, поэтому зависимость МИ от К_к/обр с РНК имеет аналогичный вид.

Рис. 20 Зависимость мутагенного индекса пестицидов от их констант комплексообразования с ДНК (1). Изменения К_к/обр пестицидов с НАДН (2) и констант ингибирования НАДН-OР (K_i) пестицидами (3) от К_к/обр пестицидов с ДНК: Кривая 3 - , по оси у = 1/K_i·10^-4, М^-1 табл. 3

Характер (рис. 20, кривая 2) изменений: К_к/обр е- НАДН от К_к/обр с е-ДНК; и значений МИ от величины К_к/обр пестицида с е-ДНК. Обе зависимости прямолинейные, имеющие практически одинаковый угол наклона. Кривая 3 характеризует изменение константы ингибирования (1/K_i) НАДН-OР по НАДН: увеличение МИ происходит симбатно с нарастанием прочности комплекса фермент-ингибитор.

Поскольку, ингибирование ферментативной активности происходит за счёт встраивания пестицида в место присоединения НАДН к ферменту, т.е. такими ЗВ, которые являются донорами электронов, следовательно, вещества, обладающие электроно-донорными свойствами, будут обладать более высокой мутагенной активностью: чем выше электроно-донорная способность ЗВ, тем выше его мутагенный индекс. Выявленная корреляция МИ с комлексообразованием отражает химические свойства пестицидов и их металлокомплексов, их электронно-донорную природу, способность к образованию ковалентных и координационных связей, то есть возникновению стойких химических соединений - комплексов.

Мутагенное действие ЗВ коррелирует с их способностью образовывать устойчивые комплексы с ДНК in vitro. Комплексы MоL₂, NiL₂, MgL₂, FeL₂ проявляют более высокую прямую мутагенную активность, чем исходный гербицид лонтрел. Таким образом, пестициды являются генетически опасными веществами. Образующиеся конъюгаты пестицидов с другими неорганическими и органическими загрязнителями окружающей среды способны усиливать мутагенные и канцерогенные свойства, т.е. их применение представляет реальную угрозу для экосистем и для человека.

Вероятный биологический механизм разветвлений направлениий действия техногенных токсикантов внутри клетки, представленный на схеме 4, обобщает всю сумму полученных результатов (Главы 3-7).

зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > сетоксидим > базагран > тачигарен > тилт; CuL₂ > CoL₂ >NiL₂ > L ?FeL₂ ?ZnL₂ ?MoL₂ >> MgL₂ ?MnL₂

Схема 4 Разветвление направлений действия техногенных токсикантов внутри клетки

Причиной изменений, проявляемых растениями (гербицидный эффект, в отношении прорастания семян и вегетирующих растений, уровень хлорофилла), насекомыми; водными (ингибирование люциферазы, снижение прироста клеток), поч-вообитающими (изменение жизненных циклов, снижение репродуктивных функций) организмами, является подавление энергетического метаболизма и возникновение энергодефицита клетки, вследствие взаимодействия техногенного токсиканта с АТФ. Происходит нуклеотидное «разветвление» направлений действия ЗВ: образуются комплексы с а) мононуклеотидом - (АТФ); б) динуклеотидом - (НАДН); в) полинуклеотидами - (ДНК, РНК).

Прерывание энергетических процессов и цепей транспорта электронов, блокирование функционирования цикла трикарбоновых кислот и фотосинтетических процессов - всё это результат энергодефицита, возникающего из-за образования комплексных соединений ЗВ с нуклеотидами.

Техногенные токсиканты ингибируют систему функционирования окислительно-восстановительных ферментов. В этом ключевом «узле» жизнедеятельности любого организма токсическое действие ЗВ претерпевает второе - «ферментативное разветвление» (Схема 4): а) связывание ЗВ с металлами, составляющими сво-бодный пул внутри клетки и необходимыми для синтеза металл-содержащих ферментов; б) комплексообразование ЗВ с динуклеотидом НАДН, являющимся коферментом многих ферментов; в) собственно ингибирование активности фермента (ов), взаимодействие возможно как в активном центре, так и вне его. В результате, в организме блокируются процессы жизнедеятельности, осуществляемые этими ферментами. С другой стороны, организм не может окислить и «вывести» токсины. Таким образом, вторым механизмом формирования токсичности техногенных ЗВ является ингибирование окислительно-восстановительных процессов - блокирование цепи переноса электрона в организмах разных трофических уровней.

Химические ЗВ связываются в комплексные соединения с ДНК и РНК, происходит третье - «генетическое разветвление» (Схема 4) токсического действия: а) соединения с высокими К_к/обр встраиваются между пуриновыми и пиримидиновыми основаниями, нарушают нативность двойной спирали ДНК и (или) РНК, гидролизуют фосфодиэфирные связи. В результате происходит образование полиплоидных сорняков у растений. Рост численности микроартропод отстаёт от контроля: (задерживается появление кладок; снижается количество яиц в кладках; возрастает продолжительность эмбрионального периода, падает кратность увеличения численности популяции). У гидробионтов происходит снижение репродуктивной способности; б) ЗВ проявляют прямой мутагенный эффект - все пестициды на штамме ТА98 Salmonella typhimurium вызывают мутации типа сдвига рамки считывания. Мутагенная активность изученных ЗВ коррелируют с величинами их К_к/обр с ДНК и РНК; в) все ЗВ, обладающие комплексообразующими свойствами, являются промутагенами - проявляют генотоксичность после метаболической активации.

Глава 8. РАЗРАБОТКА МЕТОДОВ ОБЕСПЕЧЕНИЯ
БЕЗОПАСНОСТИ ВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ

Высокая степень загрязнения окружающей природы (Глава 1) настоятельно требует использования достижений современной науки и техники для контроля состояния объектов окружающей среды и очистки сбрасываемых стоков и газовых выбросов промышленных производств. Поэтому значительная часть нашей работы была посвящена нами изучению возможности практического использования способности токсикантов к комплексообразованию.

§1. Использование комплексообразования для извлечения
хлорсодержащих ароматических соединений из водных объектов

ХОС и пестициды, в частности, как показано в Главах 3 - 4, образуют комплексные соединения. Кроме того, в Главе 1 указывалось, что для очистки стоков или водных объектов окружающей среды, необходимо извлекать из них ЗВ и повторно использовать в производственных целях, либо утилизировать. Нами была изучена возможность, используя способность ЗВ к комплексообразованию, извлечь пестицид (2,4-Д = 2,4-дихлорфеноксиуксусная кислота), краситель (исследовалось 14 красителей), ХОС: хлорбензол (I); 2-хлор-4-нитрофенол (II), из водных растворов, технических стоков, смесей органических соединений с помощью фторсодержащих растворителей (перфтордекалина и перфторксилола). Методом электронной спектроскопии было показано, что соединения I и II образуют химические связи с молекулами перфтордекалина, в результате чего могут быть извлечены из раствора в воде или ацетонитриле. Таким образом, перфтордекалин может быть использован для извлечения ХОС из воды. Извлечь с помощью перфтордекалина пестицид 2,4-Д или какой-либо краситель нам не удалось.

§2. Разработка метода экспресс определения общей токсичности воды

Проведённые нами исследования показали, что токсиканты-загрязнители окружающей среды: пестициды и металлы, ХОС, фенолы образуют с нуклеотидами комплексные соединения. Константы комплексообразования с АТФ коррелируют с токсичностью ЗВ, проявляемой в отношении многоклеточных живых организмов. Полученные корреляции можно использовать для определения токсичности растворов, содержащих смеси неизвестных веществ. В этом случае, следует говорить об обобщённой концентрации и, обобщённой константе связывания (К_У).

Измерение выполняется быстро, метод пригоден для определения общей токсичности воды (питьевой, сточной, объектов окружающей среды, водных вытяжек из твёрдых отходов и т.д.). Обладает высокой информативностью. Возможно проведение анализов в промышленных и полевых условиях. Может быть востребован: промышленными предприятиями, экологическими службами, СЭС, водозаборами, лабораториями МЧС, частными лицами. Используются доступные и дешёвые реагенты. Рассчёт экономической эффективности, выполненный на основании документа «Прейскурант. Тарифы на услуги, оказываемые Федеральным государственным учреждением «Специализированная инспекция аналитического контроля по Центральному региону»», показывает, что использование предлагаемого метода позволяет снизить затраты на проведение одного определения ~ на 90%.

Уникальность предлагаемой разработки состоит в получении количественной информации о суммарной токсичности проб, аналогичной отклику живых организмов (инфузорий, дафний, светящихся бактерий, микроартропод), но без трудностей, связанных с использованием живых тест-систем. Возможность применения данного вида корреляций в качестве экспресс-метода определения токсичности водных объектов окружающей среды, проверялась нами в процессе мониторинга среднего течения реки Волги (Глава 8 §5). Величины К_У, как правило, соответствовали токсичности, определяемой на светящихся бактериях или инфузориях.

§3. Биоразложение экотоксикантов в природной среде

В Главе 5 нами показано, что техногенные токсиканты, характеризующиеся способностью к комплексообразованию, ингибируют окисляющие ферменты. Кроме того, (Глава 7 §3 и 4) ингибирование активности ферментных систем, в частности люциферазы, приводит к токсичности в отношении одно- и многоклеточных живых организмов. Поэтому мы рассмотрели возможность разложения ЗВ в многокомпонентной экологической системе.

Исследовалось поведение ЗВ под действием комплекса живых организмов активного ила (АИ) и солнечного света, т.е. в условиях, моделирующих природные водоёмы. Испытывали гербицид лонтрел (образцы 1-3), его медный комплекс (4), сточные воды полупромышленного производства лонтрела (5). Токсикологическую оценку проб проводили методом биотестирования на культурах Tetrahymena pyri-



Рис. 21 Динамика изменения токсичности образцов АИ, содержащих лонтрел (1, 2, 3), CuL₂ (4), пробу промышленного стока (5): Обработка АИ НММ: 1. - нет; 2. - 6 часов; 3. - 18 часов. Лонтрел = 1,2210-³ М; пром. сток=110^-3 М; CuL₂=0,410^-3М

Стрелки - повторная обработка formis и Benekea harvey.

Присутствие лонтрела, его медного комплекса или промышленного стока (1-5) в исследуемых концентрациях оказывает острое и хроническое действие на культуру инфузорий. Токсичность образца 1 сохранялась высокой (80 %) в течение 2 месяцев наблюдения (рис. 21). До начала эксперимента в контрольном образце АИ идентифицированы 9 видов простейших организмов: представители водорослей, амёб, прикреплённых инфузорий, флагеллаты. После введения загрязнителя происходило уменьшение числа регистрируемых видов до 7 (табл. 9, столбец 1).

Обработка мутагеном (НММ) - N-нит-розо-N-метилмочевиной приводила к качественному изменению состава АИ и увеличению регистрируемого видового разнообразия: биоценоз представлен 2 типами низших растений (бактерии, водоросли) и 5 классами беспозвоночных (реснитчатые, саркодовые, жгутиконосцы, нематоды, коловратки). В образце, обработанном мутагеном в течение 18 ч, увеличивалось регистрируемое число видов в биоценозе АИ по сравнению с образцом, подвергнутым 6-часовой обработке (20 и 15 видов, соответственно): заметно увеличивалась численность коловраток, идентифицировались серобактерии, раковинные амёбы. Данное сообщество успешнее сопротивлялось антропогенной нагрузке: токсичность образца, обработанного 18 ч, понижалась по сравнению с 6-часовой обработкой. При больших временах экспозиции (60-70 суток) наблюдалось снижение видового разнообразия. Через 18 мес. доминирующей остаётся одна линия зелёных одноклеточных водорослей - Euglena viridis, как наиболее устойчивый вид.

АИ во всех аэротенках, кроме контрольного, был подвергнут обработке мутагеном с целью получения активации инцистированных живых организмов.

При 6-часовой обработке НММ (образец 2) токсичность оставалась высокой (90 %) в течение 36 суток, затем резко падала, и к 56 суткам образец был практически нетоксичен. После 18-ти часовой обработки (образец 3) токсичность сразу падала до 50 %, затем монотонно снижалась, и к 60 дню наблюдения образец становился нетоксичным. Уменьшение токсичности после 18-ти часовой обработки по сравнению с 6-часовой инкубацией с НММ может объясняться изменением количественного соотношения видового состава АИ в результате мутагенного воздействия. Под действием мутагена происходит инцестирование большого количества находящихся в спящем состоянии микроорганизмов. Таким образом, мутагенная обработка АИ является весьма перспективным способом обработки АИ для улучшения видового разнообразия, и повышения окислительных свойств, в частности в отношении трудно разлагаемых пестицидов. Такая обработка должна приводить, в конечном итоге, к улучшению экологического состояния водных объектов.

В течение 0-20 суток во всех образцах, как контрольном, так и подвергнутых мутагенной обработке (6 и 18 часов экспозиции), концентрация лонтрела и СuL₂ не изменяется (рис. 22). После 18-20 суток концентрация лонтрела в образцах 1-3 на-

Таблица 9

Гидробиологический состав активного ила

Организм	б/обр. НММ	НММ, 6 ч	НММ 18 ч	Повтор НММ 6 ч	Повтор НММ 18 ч
Chlorella vulgaris
Euglena viridis
Scenedesmus obliguus
Ulothrix sp.			масса
Zooglea ramigera					един-но
Нитчатые					един-но
Amoeba sp.
Arcella vulgaris
Bodo globosus
Centropyxis aculeata
Euglypha laevis
Flagellata sp.				масса
Gromia neglecta
Lacrimaria sp.
Litonotus anser
Oicomonas socialis
Pamphagus hyalinus
Bacillus sp.
Beggiatoa minima
Aspidisca costata
Aspidisca lynceus
Chilodonella uncinata
Lelane monostyla
Telotrox sp.
Thuricola similis
Vorticella alba
Cephalodella gibba
Cephalodella forticula
Colurella sp.
Notommata sp.
Rotaria neptunia
Rotaria rotatoria		масса
Brachionus angularis
Chaetonotus brevispinosus

чинала снижаться. Уменьшение содержания токсиканта в образцах 2 и 3 (АИ с мутагеном) происходило быстрее, чем в контроле. Приблизительно через 40 суток от начала опыта вновь устанавливалось стационарное состояние.

Рис. 22 Кинетические кривые био-разложения образцов: 1, 2, 3. - лонтрел; 4. - CuL2; 5 - пром. сток производства лонтрела. Обозначения и концентрации как рис. 21

Рис. 22 Кинетические кривые био разложения образцов: 1, 2, 3. - лонтрел; 4. - CuL2; 5. - пром. сток производства лонтрела. Обозначения и концентрации как рис. 21

Для дальнейшего усиления окислительных свойств АИ была предпринята повторная обработка мутагеном. Однако, это не привело к существенному дополнительному разложению изучаемых веществ. За 66 суток содержание лонтрела уменьшилось на 25% и на 20% в пробе, не обработанной НММ. За год пребывания загрязнителей в растворе АИ, подвергнутого мутагенной обработке, концентрация лонтрела уменьшилась всего на 45%. В контрольном образце АИ, не обработанном НММ, - на 30%. В образце 5, содержащем сток промышленного производства гербицида, концентрация токсических веществ уменьшилась за год всего на 7 %.

Таким образом, лонтрел относится к трудно био разлагаемым ХОС. Время обработки стоков в промышленных очистных сооружениях обычно составляет всего 8-11 часов. За это время возможно образование комплексов лонтрела с металлами - ещё более устойчивых, чем исходный лиганд.

§4. Фотохимическое окисление техногенных токсикантов

Поскульку, рассмотренные токсиканты не разлагаются сообществом организмов АИ, необходимо было разработать эффективные способы их окисления. Для этой цели нами был использован ультрафиолет (УФ) (Скурлатов Ю.И., 1986). Энергия кванта жёсткого УФ излучения с л=283 нм (длина волны поглощения лонтрела) приблизительно в 1,5 раза больше энергии связи C=N (~260 кДж/моль), что достаточно для разрыва устойчивого пиридинового кольца.

4.1. Технология изготовления кварцевых ртутно-аргоновых ламп

Для проведения экспериментов по фоторазложению пиридиновых соединений были изготовлены ртутно-аргоновые лампы Ш 8 и 30 мм оригинальной конструкции (Васильев Г.К., Кирьянов В.И. 1994). Их достоинством является значительный ресурс времени работы, по сравнению с промышленными. Лампы Ш 8 мм дают возможность больших вариантов технологического использования в пакете по нескольку штук в одном защитном кварцевом кожухе при создании водопогружных УФ установок.

4.2. Кинетические закономерности и технологические параметры процесса разложения токсикантов под действием УФ света

Разложения гербицида лонтрела при УФ облучении в течение 8 часов без до- полнительных воздействий или при перемешивании инертным газом не происходило (рис. 23). Барботирование током воздуха или кислорода способствует притоку кислорода в зону реакции. При действии жёсткого УФ излучения, одним из продуктов - фотохимической трансформации кислорода является озон. Молекула озона под действием УФ диссоциирует на электронно-возбуждённый атом кислорода и молекулу кислорода в синглетном состоянии, которые, обладая высокой окисляющей способностью, приводят к разложению гербицида. В результате одновременного воздействия УФ, кислорода, воздуха и перемешивания за 24- 25 часов реа кции происходило полное разложение гербицида. Одновременное применение УФ, кислорода и перекиси водорода сокращало время разложения до 8 часов. При УФ облучении и барботировании озоном скорость реакции окисления молекулы лонтрела возрастала в 4-5 раз. За 6-6,5 часов проведения фотохимической реакции происходит практически полное окисление гербицида. Скорость реакции окисления лонтрела зависит в значительной мере от мощности источника УФ излучения. Полный распад молекулы лонтрела под действием УФ с одновременным барботированием воздухом при использовании ртутно-аргоновой лампы ДРБ-8 происходит за 24 часа, в то время как при использовании лампы ДРШ-1000 на разложение необходимо всего 3-3,5 часа. Однако, образцы, содержащие продукты полного окисления гербицида, продолжали обладать токсичностью в отношении светящихся бактерий. Но помещённые в аэротенк с АИ они успешно перерабатывались сообществом микроорганизмов. Полученные растворы уже не проявляли токсичности в отношении Benekea harvey и Tetrahymena pyriformis ни для одной из исследовавшихся концентраций.



Рис. 23 Изменение концентрации лонтрела от времени УФ облучения: 1. - без барботирования; 2. - аргон, лампа ДРБ-8; 3. - воздух, лампа ДРБ-8; 4. - озон, лампа ДРБ-8; 5. - воздух, лампа ДРШ-1000; 6. - О₂, Н₂О₂, лампа БРА-15

4.3. Продукты разложения гербицида лонтрел

В Главе 8 §3 показано, что способность ЗВ к комплексообразованию повышает их устойчивость к биотрансформации и УФ разложению. Более того, установленный факт (п.4.2.), что продукты окисления гербицида лонтрел обладают собственной токсичностью, вызвал необходимость их определения и дальнейшего изучения форм проявления комплексообразования в реальной экологической системе.

Судя по электронным спектрам водного раствора лонтрела до и после облучения, за 24-38 часов в спектрах анализируемых образцов не происходит ни сдвига максимума полосы поглощения, ни образования дополнительных полос. Процесс разложения происходит в одну стадию без образования побочных продуктов в значительных концентрациях. При этом рН раствора изменялся с 4,25 до 3,81.

ИК спектры продуктов разложения лонтрела принципиально отличаются от исходного вещества. Интенсивная полоса поглощения (п.п.) н(C=O) при 1710 см^-1 расщепляется на четыре полосы: 1780, 1740, 1715 и 1690 см^-1, что может быть объяснено распадом исходного 3,6-ДХПК, и образованием других соединений со следующими фрагментами: п.п. при 1780 см^-1 может относиться к н(C=O) в группировке ; при 1740 см^-1 - к н(C=O) при сопряжении связи C=O с ненасыщенной С=С; п.п. при 1715 см^-1 относится к ассиметричным колебаниям двух C=O; и, наконец, п.п. при 1690 см^-1 относится к колебанию C=O, связанной с ароматическим кольцом. Существенные изменения проявились в области низких частот 800-500 см^-1, где лежат п.п. н(C_ar-Cl) и н(C-Cl). Произошло перераспределение интенсивностей полос и сдвиг по частоте. В спектре продукта разложения появляются очень интенсивные п.п. при 605, 530 см^-1, которые могут относиться к колебаниям С-Cl и C_ar-Cl, что вполне объяснимо в связи с возможностью накопления ХОС.

Таблица 10

Вещества, полученные при УФ разложении лонтрела

№	Соединение	13 ч. УФ облуч.	38ч. УФ облуч.
		в долях от IV	·10-5, М	в долях от IV	·10-6, М
IV	3,6-дихлорпиколиновая к-та	1,00	25,0	1,00	5,00
VI	трихлоробутанол	0,18	4,87	1,32	7,14
VII	2,3,5-трихлоропиридин	0,12	3,16	-	-

Подобные документы

• Общая ихтиотоксикология

  Закономерности действия токсических веществ на рыб. Классификация основных загрязнителей водной среды. Комплекс действия основных токсичных веществ, принципы обратимости отравления, адаптации к ядам в организме рыб. Влияние ядов на обмен веществ рыб.
  
  книга [1,2 M], добавлен 11.05.2014
  

• Оценка степени загрязнения сточных вод

  Классификация сточных вод: по источнику происхождения, составу загрязнителей, концентрации загрязняющих веществ, кислотности, токсическому действию загрязнителей на водные объекты. Очистка сточных вод. Описание метода моделирования и основных определений.
  
  курсовая работа [348,4 K], добавлен 19.06.2011
  

• Инвентаризация выбросов загрязняющих веществ в атмосферу г. Черемхово от ИТЭЦ-12

  Характеристика производственных процессов предприятия. Характеристика источников выделения загрязняющих веществ. Расчет валовых выбросов загрязняющих веществ по ТЭЦ-12 за 2005 год. Максимально-разовые и валовые выбросы загрязняющих веществ в атмосферу.
  
  курсовая работа [35,7 K], добавлен 29.04.2010
  

• Статистическое исследование динамики выбросов загрязняющих веществ в атмосферу Республики Башкортостан

  Понятие, показатели, предмет и метод статистики. Сущность современных экологических проблем. Статистическая группировка социальных явлений и процессов, исследование динамики выбросов загрязняющих веществ в атмосферу, тенденции развития урожайности.
  
  курсовая работа [1,2 M], добавлен 16.01.2014
  

• Воздействие токсичных веществ на экосистемы

  Эффекты воздействия токсичных веществ на экосистемы и их круговорот в биосфере. Источники поступления токсикантов в биосистемы. Токсические эффекты действия химических веществ на живые организмы. Устойчивость биосистем к токсическому загрязнению.
  
  контрольная работа [28,7 K], добавлен 13.09.2013
  

• Инвентаризация выбросов загрязняющих веществ в атмосферу

  Расчет выброса загрязняющих веществ от автотранспорта, сварочного и механообрабатывающего производства, складов ГСМ. Показатели работы газоочистных и пылеулавливающих установок. Анализ выбросов загрязняющих веществ от предприятия ООО "Горизонт".
  
  курсовая работа [325,4 K], добавлен 10.05.2011
  

• Выдача разрешений на выбросы загрязняющих веществ в атмосферный воздух

  Нормативы допустимых выбросов загрязняющих веществ в атмосферный воздух. Порядок рассмотрения заявлений на выдачу разрешений. План действий при утрате разрешения или реорганизации предприятия. Продление срока действия, внесение изменений в разрешение.
  
  реферат [19,2 K], добавлен 19.11.2009
  

• Экологическая политика США

  Анализ политико-правовой, законодательной и административно-управленческой сфер проявления экологической политики. Обзор нормативных актов, регламентирующих природоохранные действия. Особенности экологического регулирования в экономико-правовом механизме.
  
  контрольная работа [24,1 K], добавлен 21.10.2010
  

• Оценка экологического состояния придорожной территории

  Анализ содержания загрязняющих веществ в снежном покрове придорожной территории. Расчет коэффициента концентрации загрязняющих веществ и показателя загрязнения атмосферных осадков. Источники загрязнения, экологические нагрузки загрязняющих веществ.
  
  курсовая работа [188,5 K], добавлен 05.12.2012
  

• Определение максимальных значений приземных концентраций загрязняющих веществ

  Расчет выбросов загрязняющих веществ при пересыпке пылящих материалов. Определение максимальных значений приземных концентраций загрязняющих веществ. Обоснование санитарно-защитной зоны. Определение массы загрязняющих веществ поверхностного стока.
  
  курсовая работа [1,0 M], добавлен 30.07.2015
  

• Расчет концентрации загрязняющих веществ

  Нормирование выбросов загрязняющих веществ в окружающую среду путем установления предельно допустимых выбросов этих веществ в атмосферу. Расчет концентрации двуокиси серы, окислов азота, золы. Мероприятия по уменьшению выбросов загрязняющих веществ.
  
  контрольная работа [112,5 K], добавлен 19.03.2013
  

• Определение количества загрязняющих веществ, выделяемых автотранспортом на улицах города

  Расчет выбросов загрязняющих веществ автотранспортных потоков в районе регулируемого перекрестка. Определение валовых выбросов загрязняющих веществ за год, исходя из результатов наблюдений и с учетом максимальной загрузки участка дороги на проспекте.
  
  практическая работа [48,2 K], добавлен 22.01.2016
  

• Синергизм в плане загрязняющих веществ

  Образование смесей загрязняющих веществ. Окисление двуокиси серы в загрязненной атмосфере. Примеры образования синергических смесей - фотохимический смог и кислотные дожди. Влияние синергизма (загрязняющих веществ атмосферы) на человека и растительность.
  
  курсовая работа [40,8 K], добавлен 07.01.2010
  

• Расчёт нормативов предельно-допустимых сбросов загрязняющих веществ в поверхностные водные объекты

  Условия сброса сточных вод в поверхностные водные объекты. Установление лимитов сброса загрязняющих веществ. Региональные нормативы качества воды. Расчет и анализ влияния расхода воды в реке и глубины реки на концентрацию загрязняющих веществ.
  
  курсовая работа [440,3 K], добавлен 12.01.2016
  

• Природная среда. Закономерности действия экологических факторов

  Сравнительная характеристика сред обитания и адаптаций к ним организмов. Условия обитания организмов воздушной и водной среды. Понятие и классификация экологических факторов, законы их действия (закон оптимума, минимума, взаимозаменяемости факторов).
  
  презентация [6,8 M], добавлен 06.06.2017
  

• Расчет ПДВ и ПДС. Инвентаризация источников выбросов загрязняющих веществ в атмосферу

  Характеристика предприятия как источника загрязнения атмосферы. Расчет масс загрязняющих веществ, содержащихся в выбросах предприятия. Характеристика газоочистного оборудования. Нормирование сбросов загрязняющих веществ в окружающую природную среду.
  
  курсовая работа [724,3 K], добавлен 21.05.2016
  

• Обоснование нормативов предельно допустимых выбросов (ПДВ) загрязняющих веществ в атмосферу и мероприятия по их достижению

  Элементы котельной установки. Расчет и предельно допустимые концентрации количества дымовых газов, количеств загрязняющих веществ, загрязнения атмосферного воздуха. Мероприятия по сокращению выбросов загрязняющих веществ в атмосферу населенных пунктов.
  
  курсовая работа [168,5 K], добавлен 07.11.2012
  

• Оценка влияния производственной деятельности предприятия ТОО "Арай-91" на состояние воздушного бассейна

  Рассмотрение структуры предприятия ТОО "Арай-91" и выбросов загрязняющих веществ. Изучение количественных и качественных характеристик выбросов, методов исследования загрязняющих веществ. Анализ влияния ТОО "Арай-91" на состояние атмосферного воздуха.
  
  курсовая работа [341,8 K], добавлен 21.07.2015
  

• Проблемы инвентаризации источников выбросов загрязняющих веществ

  Основные понятия инвентаризации выбросов. Источники загрязняющих воздух веществ. Порядок проведения инвентаризации источников выбросов. Отбор проб. Проблемы нормирования выбросов загрязняющих веществ при проектировании предприятий ТОМС Инжиниринг.
  
  курсовая работа [260,0 K], добавлен 13.05.2019
  

• Статистическое изучение экологической ситуации в Республике Башкортостан

  Понятие и сущность экологической ситуации, экологических проблем и задач статистического изучения. Экономико-статистическое состояние атмосферного воздуха. Анализ динамики и структуры выбросов загрязняющих веществ в атмосферу по Республике Башкортостан.
  
  курсовая работа [188,0 K], добавлен 08.03.2011
  

• главная
• рубрики
• по алфавиту
• вернуться в начало страницы
• вернуться к началу текста
• вернуться к подобным работам