Токсикометрії нефтезагрязнений з використанням мікроорганізмів

[ виправити ] текст може містити помилки, будь ласка перевіряйте перш ніж використовувати.

скачати

Федеральне агентство з освіти
Державна освітня установа
вищої професійної освіти
ІРКУТСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ УНІВЕРСИТЕТ
Курсова робота
Токсикометрії нафтозабруднених З ВИКОРИСТАННЯМ МІКРООРГАНІЗМІВ
Іркутськ 2009

ЗМІСТ
ВСТУП
1. ЛІТЕРАТУРНИЙ ОГЛЯД
1.1 Нормативно-правові основи екологічного моніторингу навколишнього середовища в Росії
1.2 Фізико-хімічні методи визначення нафтопродуктів та інших токсинів в навколишньому середовищі
1.3 Біотестування
1.4 Використання мікроорганізмів у токсикометрії
ВИСНОВОК
СПИСОК ВИКОРИСТАНИХ ДЖЕРЕЛ

ВСТУП
Нафта є одним з найбільш поширених джерел палива в світі (Петрікевіч та ін, 2003), але в той же час є найбільш небезпечним з забруднювачів навколишнього середовища. Великі обсяги нафти потрапляють в екосистему в результаті аварій при транспортуванні, незаконних врізок в нафтопроводи, порушень при видобутку і т. д. Не будучи ксенобіотиком, нафту при вилученні з надр на поверхню землі, здатна, тим не менш, виявляти сильні забруднюючі властивості. Потрапляючи в грунт, нафту надає токсичну дію на рослини і тварин, пригнічує активність грунтової мікробіоти і порушує баланс грунтових ферментів. У зв'язку з цим гостро стоїть проблема діагностики токсичного впливу нафтових вуглеводнів на багаторівневу екосистему грунтів (Кірєєва та ін, 2007).
Природоохоронна діяльність в країні і в світі повинна бути спрямована на зменшення впливу на природу шкідливих виробництв. Для цього необхідно створювати нові технології, здатні уловлювати, переробляти, утилізувати забруднювачі або токсини, пом'якшуючи або запобігаючи їх вплив на навколишнє середовище (file ...). Площі земель і водойм, забруднених нафтою з кожним роком збільшуються, тому продовжує залишатися актуальною проблема розробки нових і вдосконалення існуючих технологій ліквідації наслідків техногенних контамінацій нафтою й нафтопродуктами й відновлення биопотенциала порушених екосистем (Ісмаїлов, 1988).
Важливою проблемою є визначення нафтопродуктів в об'єктах навколишнього середовища. На практиці широко застосовуються фізико-хімічні методи (ІЧ-, УФ-фотометрія, ЯМР, ІЧ-спектрометрія, газова хроматографія і т.д.). Біологічні методи визначення токсинів в середовищі привертають увагу дослідників завдяки їх високій чутливості, інформативності та економічності. Використання в якості аналітичних індикаторів мікроорганізмів нерідко є єдиним надійним методом визначення малих кількостей речовин, так як грунтується на прямій дії хімічних речовин на живу клітину.
Мета курсової роботи: познайомитися з літературою, що стосується питань використання мікроорганізмів у біотестування.

1. ЛІТЕРАТУРНИЙ ОГЛЯД
1.1 Нормативно-правові основи екологічного моніторингу навколишнього середовища в Росії
Національний моніторинг Росії в теперішній час включає три види моніторингу: санітарно-гігієнічний, екологічний, кліматичний (Саксонов та ін, 2007).
Екологічний моніторинг розглядається як сукупність систем комплексного спостереження за антропогенними і природними джерелами впливу, станом навколишнього середовища, динамікою відбуваються в ній змін, прогнозом розвитку ситуацій та управління ними. В якості основних елементів моніторинг включає спостереження за факторами впливу і станом навколишнього середовища, прогноз її майбутнього стану і оцінка фактичного і прогнозованого стану природного середовища. Ключовим завданням екологічного моніторингу є забезпечення систематичних спостережень за екологічними ефектами взаємодії природи, населення і господарства на певній території.
Моніторинг навколишнього середовища (екологічного моніторингу), відповідно до Закону РФ «Про охорону навколишнього середовища» (1992), складається з державної служби спостереження за станом навколишнього природного середовища, державного, виробничого, громадського контролю.
У Росії діє Єдина державна система екологічного моніторингу (ЕСЕМ) (Постанова ..., 1993). ЕГСЕМ функціонує і розвивається з метою інформаційного забезпечення управління в галузі охорони навколишнього середовища, раціонального використання природних ресурсів, забезпечення екологічно безпечного сталого розвитку країни та її регіонів, ведення державного фонду даних про стан навколишнього середовища та екосистем, природних ресурсах, джерела антропогенного впливу. Загальне керівництво ЄДСМ покладено на Державний комітет РФ по охороні навколишнього середовища (СЗ РФ, 1997).
Основними завданнями ЕГСЕМ є (Положення ..., 1995):
- Проведення спостережень за зміною стану навколишнього середовища і екосистемами, джерелами антропогенних впливів з певним просторовим і тимчасовим дозволом;
- Проведення оцінок стану навколишнього середовища, екосистем території країни, джерел антропогенного впливу;
- Прогноз стану навколишнього середовища, екологічної обстановки на території Росії і її та економічних сценаріях розвитку країни та її регіонів. Відповідно до основних завдань в ЕГСЕМ здійснюється моніторинг стану природних середовищ, екосистем, природних ресурсів та джерел антропогенного впливу, а також інформаційне забезпечення вирішення екологічних проблем. Ці роботи виконуються в рамках ЕГСЕМ на єдиних науково-методичних і метрологічних підходах.
У ЕГСЕМ утворюються спеціалізовані відомчі підсистеми, пов'язані з моніторингом джерел антропогенного впливу підприємств різних галузей промисловості і сільського господарства країни.
У ЕГСЕМ функціонують підсистеми забезпечення, до яких відносяться: топографо-геодезичне і картографічне забезпечення, включаючи створення цифрових, електронних карт та геоінформаційних систем; електронні системи передачі даних. У ЕГСЕМ можуть бути утворені й інші підсистеми, вирішальні тематичні цільові завдання.
ЕГСЕМ функціонує і розвивається у взаємодії з Російською системою з надзвичайних ситуацій (РСЧС) і забезпечує РСЧС всією необхідною інформацією в узгодженій формі та в узгоджені терміни. У разі виникнення надзвичайних ситуацій федерального і регіонального масштабів ЕГСЕМ функціонує як підсистема РСЧС.
ЕГСЕМ функціонує на чотирьох основних рівнях: федеральному, регіональному (басейновому), суб'єктів Російської Федерації (територіальний рівень), локальному.
Доцільність створення регіонального рівня ЕГСЕМ визначається: необхідністю оцінки стану природних об'єктів, аналізу природних процесів і екологічно несприятливих явищ, коли їх кордони не збігаються з межами суб'єктів Російської Федерації; структурою, що склалася територіальних (регіональних) органів ряду відомств; доцільністю створення потужних територіальних функціональних центрів, здатних обслуговувати ряд суб'єктів Російської Федерації.
Дані для забезпечення інформаційних систем федерального (регіонального) рівня передаються у відповідні федеральні (регіональні) центри зазначених підсистем. Узагальнення інформації, одержуваної територіальними центрами базових і спеціальних підсистем, здійснюється з даної території в регіональних інформаційно-аналітичних центрах (РІАЦ) територіальних органів Мінприроди України за погодженням з територіальними (регіональними) підрозділами федеральних органів виконавчої влади, що забезпечують функціонування ЕГСЕМ.
Територіальні системи екологічного моніторингу організовуються в суб'єктах РФ і є основними системоутворюючими елементами ЕГСЕМ (територіальними підсистемами ЕГ-СЕМ). Як і ЕГСЕМ, територіальні підсистеми формуються на основі базових і спеціалізованих підсистем за участю систем забезпечення відповідного рівня.
Дані, які одержуються всіма ланками територіального рівня ЕГСЕМ, збираються в спеціалізованих центрах базових і спеціалізованих підсистем даної території, що функціонують на єдиній організаційної, методичної та інформаційної основі.
Збір, збереження та аналіз інформації, що надходить від інформаційних ланок базових і спеціалізованих підсистем моніторингу територіального рівня, а також федеральних центрів спеціалізованих підсистем, що не мають територіального рівня, здійснюється в інформаційно-керуючих федеральних центрах відповідних підсистем ЕГСЕМ, пов'язаних між собою на єдиної організаційної, методичної і інформаційній основі.
Федеральний інформаційно-аналітичний центр (ФІАЦ) Мінприроди Росії здійснює зведений аналіз інформації, що передається з інформаційно-керуючих центрів відповідних підсистем ЕГСЕМ федерального і територіального рівнів у порядку, погодженому з федеральними органами виконавчої влади, що забезпечують функціонування ЕГ-СЕМ, та органами виконавчої влади суб'єктів Російської Федерації. Обмін даними між інформаційними центрами підсистем ЕГСЕМ здійснюється на принципі безкоштовного доступу до даних моніторингу, отриманим за рахунок бюджетних коштів. В Іркутській області з 1995 р. ведуться роботи за програмою розробки системи екологічного моніторингу Іркутської області.
Організація і проведення робіт з екологічного моніторингу в межах Іркутської області здійснюється і координується територіальної системою екологічного моніторингу Іркутської області (ІРСЕМ) на принципах, правилах, нормах і положеннях ЕГСЕМ (Постанова ..., 1996).
Основними завданнями ІРСЕМ є (Постанова ..., 1996):
- Своєчасне і достовірне виявлення зон можливого екологічного неблагополуччя і доведення цієї інформації до зацікавлених споживачів для вироблення довгострокових і екстрених заходів щодо забезпечення екологічної безпеки Іркутської області;
- Організація та забезпечення інформаційних потоків в базу даних ІРСЕМ;
- Забезпечення інформаційної підтримки пріоритетних для Іркутської області конкретних завдань управління екологічною обстановкою, що визначаються територіальними і федеральними програмами, міжнародними зобов'язаннями Російської Федерації;
- Забезпечення громадян і організацій інформацією про екологічну обстановку;
- Розвиток ІРСЕМ, включаючи вдосконалення всіх видів забезпечення її функціонування;
- Забезпечення ефективного інформаційного сполучення ІРСЕМ з іншими державними інформаційними системами;
- Реалізація науково-технічної політики ЕГСЕМ в області забезпечення інформаційної підтримки управління екологічною обстановкою.
У рамках ІРСЕМ на основі базових функціональних і спеціалізованих систем державних та відомчих служб моніторингу здійснюється:
- Моніторинг джерел впливу або моніторинг емісій субстанцій;
- Моніторинг впливу на природне середовище, пов'язаний з контролем впливу джерела (імпактний моніторинг);
- Моніторинг стану природного середовища, не пов'язаний з певним джерелом впливу (моніторинг антропогенного фону).
Для оцінки антропогенного впливу об'єктів господарської діяльності організуються галузеві і виробничі системи моніторингу джерел впливу на навколишнє природне середовище та зон їх безпосереднього впливу (імпактний моніторинг), які здійснюють своє функціонування в рамках відповідних базових і спеціалізованих підсистем ЕГСЕМ. Організація цих систем моніторингу здійснюється підприємствами та організаціями, що здійснюють господарську діяльність на території суб'єктів Російської Федерації. Рішення про необхідність наявності у підприємства зазначених систем моніторингу приймається органами, що видають ліцензії на природокористування і проведення моніторингу стану навколишнього середовища.
Для оцінки стану навколишнього природного середовища безпосередньо в районах розташування (розміщення) об'єктів, що становлять потенційну небезпеку для населення, рослинного і тваринного світу і стану екосистем, формуються локальні мережі спостереження. Вимоги щодо їх методичного та інформаційного сполученню з ЕГСЕМ визначаються спільним рішенням органів виконавчої влади суб'єктів РФ, спеціально уповноважених федеральних органів виконавчої влади в галузі охорони навколишнього природного середовища, органів РСЧС, санітарно-епідеміологічного нагляду. Ведення локального екологічного моніторингу здійснюється природокористувачів за розробленим ним регламентам, узгодженим з спеціальними уповноваженими державними органами.
Системи моніторингу джерела впливів створюються за рахунок коштів суб'єкта господарської діяльності, який забезпечує їх регламентне функціонування. Системи моніторингу Росії тісно взаємопов'язані з міжнародним моніторингом, який здійснюється в рамках Глобальної системи моніторингу навколишнього середовища (ДСМД) і охоплює національні та регіональні (міжнаціональні) системи моніторингу (Саксонов та ін, 2007).
1.2 Фізико-хімічні методи визначення нафтопродуктів та інших токсинів в навколишньому середовищі
Забруднення навколишнього середовища нафтою і нафтопродуктами (НП) одні з основних і найбільш часто зустрічаються. Їх джерелами можуть бути розливи палива при транспортуванні, зберіганні і т.п., залишки незгорілого палива у вихлопних газах двигунів внутрішнього згоряння (природні джерела нафтових забруднень при виході на поверхню нафтоносних порід грають мінімальну роль у загальному забрудненні навколишнього середовища нафтовими вуглеводнями). Нафтопродукти є нормованим видом забруднень. У РФ встановлені гранично допустимі концентрації (ГДК) нафтопродуктів у воді (0.1 мг / л для гасу, 0.1-0.3 мг / л для нафти), водойм рибогосподарського призначення 0.05 мг / л. (Основні властивості ..., 1985; Санітарні ...).
Основні методи визначення НП в об'єктах навколишнього середовища засновані на наступних принципах: 1) селективне виділення суми НП (або речовин, які приймаються за НП) з води, грунту чи поглинальних розчинів, фільтрів, сорбентів і визначення маси екстрагуються продуктів (гравіметричний метод); 2) визначення будь-якої характеристичної групи компонентів або структурної характеристики молекул, що входять до складу нафти або нафтопродуктів, на підставі чого судять про загальну концентрації нафтопродуктів (ІК-або УФ-фотометрія, люмінесцентна, зміст певних металів та ін), 3) по можливості повне визначення всіх можливих компонентів НП за допомогою ЯМР або ІЧ-спектрометрії, газової хроматографії (ГX), поєднання ГХ і мас-спектрометрії (ГX-МС). Для дистанційного детектування нафтових розливів використовують ІЧ-спектри в нехарактерістіческой області у вікнах прозорості атмосфери (Бродський та ін, 1998).
Для характеристики різних методів визначення нафти і нафтопродуктів у воді, грунті та інших об'єктах необхідно, перш за все, визначити поняття «нафтопродукти». Нафта, нафтові фракції та нафтопродукти складаються головним образам з вуглеводнів: н-і Ізоалканів, циклоалканов з 1-7 і більше кільцями, серед яких можна виділити так звані реліктові вуглеводні - ізопренани, стерани, трітерпани; ароматичних і гідроароматичних вуглеводнів, а також гетероатомних сполук - аліфатичних, аліциклічного та ароматичних. Екстракти поряд із власне НП обов'язково містять супутні вуглеводні, кислоти та ін Відповідно до визначення, прийнятому Комісією з уніфікації методів аналізу природних і стічних вод країн - членів РЕВ ( 1968 р .), А також Міжнародним симпозіумом в Гаазі ( 1968 р .) За «нафтопродукти» при аналізі вод слід приймати суму неполярних і малополярних з'єднань, розчинних у гексані (Лур'є, 1985). Тому НП з проб води рекомендується екстрагувати неполярних розчинником, а екстрагуються полярні домішки видаляти хроматографією на силікагелі, флоріселе або оксиді алюмінію. Існуючі норми гранично допустимої концентрації НП у воді (0.3-0.05 мг / л) були введені в результаті дослідження розчинів різних НП і сирої нафти в воді і по суті не можуть застосовуватися, скажімо, до суми вуглеводнів або інших органічних речовин (Бродський та ін , 1998).
Методи, що застосовуються в масовому аналізі. У практиці екологічного аналітичного контролю для визначення НП у воді найбільш широко застосовуються гравіметричний, ІК-спектрометричний і флуоріметріческій методи (Лур'є, 1985; Керівництво ..., 1977; Дмитрієв та ін, 1989). У гравіметричним методом органічні сполуки екстрагують з води неполярних розчинником (чотирихлористий вуглець, пентан, гексан, петролейний ефір, фреон-1 ,1,2-трихлор-1 ,2,2-тріфторетан); екстракт пропускають через колонку з сорбентом (активний оксид алюмінію або силікагель), який сорбує полярні речовини. Потім після випаровування розчинника залишок зважують для визначення суми «нафтопродуктів». Зазвичай для аналізу беруть 0.1- 3 л води, підкисляють НСl до рН <5, екстрагують двома порціями по 20 мл розчинника і об'єднують екстракти. При концентрації НП у воді <0.3 мг / л проби 3 л недостатньо для надійного визначення гравіметричним методом. У цьому випадку рекомендується витягувати суму неполярних органічних сполук з великих обсягів води (10 - 20 л ) За допомогою безперервної рідинно-рідинної екстракції або сорбентів типу активного вугілля тощо), сорбованих речовини потім десорбується чотирьоххлористим вуглецем в апараті Сокслета (Лур'є, 1985).
Метод ІЧ-фотометрії заснований на тому, що розчинені або емульговані у воді НП екстрагують чотирьоххлористим вуглецем, екстракт очищають від полярних сполук на колонці з оксидом алюмінію і фотометрують в специфічній області 2700-3100 см -1 (Лур'є, 1985; Орадовскій, 1977; Дмитрієв та ін, 1989). Градуюють аналізатор за допомогою спеціальної градуювальної суміші, що включає гексадекан (37.5%), ізооктан (37.5%) та бензол (25%), набір груп-СН,-СН 2,-СН 3, який вважається близьким до такого набору в реальних НП. Цей стандартний зразок придатний тільки для градуювання ІК-спектрафотометров і не годиться для контролю правильності, так як не відображає реального складу НР та його зміни в процесі вивітрювання, а ефективність екстракції його компонентів недостатньо добре моделює ефективність екстракції реальних компонентів нафти (зокрема, нафтенів і алкілбензолів). Він зовсім непридатний при інших методах визначення НП, наприклад ГХ. Чутливість методу ІЧ-фотометрії для проби води 2 л дорівнює 0.05 мг / л (Орадовскій, 1977).
Люмінесцентний метод заснований на вимірюванні флуоресценції поліциклічних ароматичних вуглеводнів, що входять до складу нафти, порушуємо УФ-випромінюванням ртутної або ксенонової лампи. Методи, засновані на поглинанні УФ та люмінесцентного випромінювання, характеризують тільки ароматичні, в основному поліциклічні структури, при цьому коефіцієнти поглинання різних ароматичних структур можуть дуже сильно відрізнятися, так що результати залежать не лише від кількості, але і від складу ароматичних сполук. Градуюють по хрізену або будь-якої певної нафти (наприклад, легкої аравійської нафти). Насичені структури, що становлять більшу частину НП, при цьому ігноруються. Завдяки високій чутливості ці методи, особливо, люмінесцентний, добре підходять для скринінгового аналізу, але можуть призводити до помилкових результатів при кількісному визначенні НП.
Флуоріметріческій метод визначення НП у воді (Gladilovich et al., 1997) з екстракцією проби н-гексаном і подальшим вимірюванням флуоресценції (збудження - 250-290 нм, випромінювання - 300-350 нм) забезпечує межа виявлення близько 0.005 мг / л. Для 250 проб води, проаналізованих флуоріметріческім та ІЧ-фотометричним методами, в 90% випадків різниця результатів, отриманих обома методами, була менше похибки визначення.
ІК-фотометричний метод сильно завищував результати для проб, які містять жири, продукти переробки деревини і велика кількість природних органічних речовин. Флуоріметріческій же метод занижував результати тих проб, в яких основними компонентами були легкі вуглеводні (бензин, гас).
Флуоріметріческій метод був використаний для оцінки нафтового забруднення даних опадів в Аравійському затоці після руйнування Іраком нафтових терміналів у Кувейті (Massoud et al.,, 1996). 20 г проби екстрагували в апараті Сокслета сумішшю дихлорметан і гексану екстракт концентрували до 1 мл і визначали нафтові вуглеводні на спектрофлуоріметри Shimadzu Fl (FOU-3). Для порушення використовували лінію 310 нм, випромінювання реєстрували при 360 нм. Результати виражали в хрізенових еквівалентах. Відзначено, що вміст в опадах органічного вуглецю не може бути використано як індикатор нафтового забруднення в Аравійському затоці.
Більшість методів, які можна використовувати в польових умовах, засноване на вимірюванні парів органічних речовин. Вони, як правило, гарні для якісного детектування летючих органічних речовин, але дають суттєві похибки через малу правильності. Основне джерело похибки - те, що вимірюють вуглеводні в паровій фазі, а не безпосередньо в грунті. Тому результати сильно залежать від температури, летючості визначених речовин, природи забруднень (бензин, дизельне паливо, солярове масло та ін) (Бродський та ін, 1998).
Для визначення загального вмісту вуглеводнів у воді та грунті запропоновані й інші методи, які можна використовувати в польових умовах. У комплект для польових вимірювань фірми «Hach» входять два набори реагентів та апаратури для імуноферментного детектування, а також напівкількісного визначення загального вмісту вуглеводнів у воді та грунті за допомогою кишенькового колориметра. Використано варіант так званого ензимів-зв'язаного іммуноадсорбціонного аналізу (ELlSA). Інтенсивність забарвлення, викликаної освітою ферментних кон'югатів, обернено пропорційна змісту вуглеводнів в пробі. В якості антигену виступає один або кілька типів нафтових вуглеводнів-забруднювачів. Метод заснований на конкурентному зв'язуванні антигену та кон'югату ензиму з іммобілізованим антитілом. Межа виявлення для води і грунту становить 10 Ч 10 -6 і 100 Ч 10 -6, відповідно. Набори антитіл розраховані на детектування ароматичних вуглеводнів, таких як бензол, толуол, м-ксилол, етил бензол, стирол і гексахлорбензол. Основне застосування - для визначення течі підземних сховищ палива (Бродський та ін, 1998).
Пари нафтових вуглеводнів часто становлять основну частину летючих органічних сполук у повітрі (Ісідором, 1992; Бродський та ін, 1997). Їх визначення засноване або на безпосередньому аналізі проб повітря, або на уловлюванні і концентруванні визначених речовин з подальшим їх аналізом, звичайно за допомогою ГХ або ГХ-МС. Безпосередньо визначити суму органічних сполук, що представляють собою в міській атмосфері головним чином випарувалися або незгорілі залишки моторних палив, можна прокачування повітря через фотоіонізаційні (Бродський та ін, 1997) або полум'яно-іонізаційний (Керівництво..., 1991) хроматографічний детектор (без поділу на колонці). Межа виявлення такої системи з фотоіонізаційні детектором становить 0.1 млн -1, інтервал лінійності 0.1-2000 млн -1, час відгуку - близько 3 с.
Як правило, всі рутинні методи, використовувані для визначення НП у навколишньому середовищі, дозволяють вимірювати один кількісний параметр, який і є мірою змісту НП у пробі. Питання про природу визначених речовин, сигнал яких використаний для оцінки цього параметра, залишається поза конкретного визначення, він вирішується в рамках розробки методики. Тому часто буває важко оцінити правильність результатів; звичайно це вимагає аналізу великої сукупності вимірювань чи порівняння з результатами інших методів (Смирнов, 1985)
Застосування ГХ і ГХ-МС для визначення НП в об'єктах навколишнього середовища. Метод ГХ (і тим більше ГХ-МС) крім кількісної оцінки вмісту або концентрації НП дозволяє одночасно характеризувати якісні параметри - приналежність визначається речовини до нафтопродуктів і навіть його якісний склад (Хмельницький та ін, 1990; Шляхов, 1984; Хромченко та ін, 1981; Бродський та ін, 1994; Руденко та ін, 1981; Немировська та ін, 1997; Бродський, 1985).
Ще в 1968 р. було показано, що ГХ з короткою насадок колонкою і ПІД є гарним методом скринінгу вуглеводневих забруднень в морській воді і в грунті (Ramsdale SJ et al., 1968). Цей метод відносно швидкий, тому що не вимагає ніякої пробопідготовки; для аналізу достатньо кількох міліграмів речовини; проби забруднень (вода, пісок і т.п.) вводять в невеликих відкритих ампулах. За допомогою цього методу можна давати загальну класифікацію нафтових забруднень: сира нафта, паливо, залишки від промивання танків, залишки на дні танків.
Звичайно за допомогою ГХ або ГХ-МС визначають наступні характеристики нафтопродуктів (або взагалі екстрагуються органічних речовин): розподіл н-алканів, наявність і зміст певних Ізоалканів, зокрема пристає і фіта; наявність і розподіл стеранов і трітерпанов, недозволену складну суміш вуглеводнів (UCM - unresolyed соmр1ех mixture), ароматичні вуглеводні (Oil in the Sea ..., 1985).
Інші методи визначення НП в навколишньому середовищі. ВЕРХ застосовували для групового фракціонування нафтових фракцій і аналогічних проб. Основним обмеженням цього методу була труднощі кількісного аналізу виділених фракцій. ВЕРХ з тривимірним флуоресцентним детектуванням було запропоновано використовувати для аналізу важкої фракції вивітрилися нафт (Butt et al., 1986).
Показана можливість оцінки рівня нафтового забруднення за результатами визначення металів у донних відкладах (Massoud et al., 1996) або по високотемпературної кисневої окислюваності (Зуєв та ін, 1995).
1.3 Біотестування
Під біотестування (bioassay) зазвичай розуміють процедуру встановлення токсичності середовища за допомогою тест-об'єктів, що сигналізують про небезпеку незалежно від того, які речовини і в якому поєднанні викликають зміни життєво важливих функцій у тест-об'єктів. Завдяки простоті, оперативності та доступності біотестування набуло широкого визнання у всьому світі і його все частіше використовують поряд з методами аналітичної хімії.
Біотестування як метод оцінки токсичності водного середовища використовується:
§ при проведенні токсикологічної оцінки промислових, стічних побутових, сільськогосподарських, дренажних, забруднених природних та інших вод з метою виявлення потенційних джерел забруднення,
§ у контролі аварійних скидів високотоксичних стічних вод,
§ при проведенні оцінки ступеня токсичності стічних вод на різних стадіях формування при проектуванні локальних очисних споруд,
§ у контролі токсичності стічних вод, що подаються на очисні споруди біологічного типу з метою попередження проникнення небезпечних речовин для біоценозів активного мулу,
§ при визначенні рівня безпечного розведення стічних вод для гідробіонтів з метою врахування результатів біотестування при коригуванні і встановлення гранично допустимих скидів (ГПС) речовин, що надходять у водойми зі стічними водами,
§ при проведенні екологічної експертизи нових матеріалів, технологій очищення, проектів очисних споруд та ін
Тест-об'єкт (test organism) - організм, який використовується при оцінці токсичності хімічних речовин, природних і стічних вод, грунтів, донних відкладень, кормів і т.д.
Тест-об'єкти, за визначенням Л.П. Брагінського - «датчики» сигнальної інформації про токсичність середовища та замінники складних хімічних аналізів, що дозволяють оперативно констатувати факт токсичності (отруйності, шкідливості) водного середовища («так» чи «ні»), незалежно від того, чи обумовлена ​​вона наявністю одного точно визначається аналітично речовини або цілого комплексу аналітично не визначених речовин, який зазвичай є стічні води. Тест-об'єкти з відомою мірою наближення дають кількісну оцінку рівня токсичності забруднення водного середовища - стічних, скидних, циркуляційних та природних вод. Для біотестування використовуються різні гідробіонти - водорості, мікроорганізми, безхребетні, риби. Найбільш популярні об'єкти - ювенальні форми (juvenile forms) планктонних ракоподібних-фільтраторів Daphnia magna, Ceriodaphnia affinis. Семиденний тест на добової молоді церіодафніі Ceriodaphnia affinis дозволяє за більш короткий термін (7 діб), ніж на Daphnia magna (21 доба) дати висновок про хронічної токсичності води.
Важлива умова правильного проведення біотестування - використання генетично однорідних лабораторних культур, так як вони проходять перевірки чутливості, зберігають у спеціальних, обумовлених стандартами лабораторних умовах, які забезпечують необхідну збіжність та відтворюваність результатів досліджень, а також максимальну чутливість до токсичних речовин.
Нове покоління біотестів, розроблених в лабораторії екологічної токсикології та водної екології (LETAE), (Університет Гент, Бельгія під керівництвом проф. G. Persoone (http://www.microbiotests.be/) Токскіти призначені для проведення досліджень гострої токсичності природних середовищ і містять всі обхідні матеріали для виконання біотестування або екотоксикологічних досліджень (тест-організми в анабіотичного стані, ефіппіуми дафній (resting eggs), що спочивають яйця коловерток, яйця артемії, культури водоростей). Toxkit ® реалізуються разом з усіма необхідними пристосуваннями, посудом і середовищами культивування.
Життєва функція або критерій токсичності (toxicity criterion), використовуються в біотестування для характеристики відгуку тест-об'єкта на шкідливу дію середовища.
Тест-фукнкціі, використовувані в якості показників біотестування для різних об'єктів:
· Для інфузорій, ракоподібних, ембріональних стадій молюсків, риб, комах - виживання (смертність) тест-організмів.
· Для ракоподібних, риб, молюсків - плодючість, поява аномальних відхилень у ранньому ембріональному розвитку організму, ступінь синхронності дроблення яйцеклітин.
· Для культур одноклітинних водоростей і інфузорій - загибель клітин, зміна (приріст або убуток) чисельності клітин у культурі, коефіцієнт ділення клітин, середня швидкість росту, добовий приріст культури.
· Для рослин - енергія проростання насіння, довжина первинного кореня та ін
Тривалість біотестування залежить від завдання, поставленої дослідником.
Гострі біотести (acute tests), що виконуються на різних тест-об'єктах за показниками виживаності, тривають від декількох хвилин до 24-96 годин.
Короткострокові (short-term chronic tests) хронічні тести тривають протягом 7 діб і закінчуються, як правило, після отримання першого покоління тест-об'єктів.
Хронічні тести (chronic tests) на загальну плодючість ракоподібних, що охоплюють 3 покоління, тривають до народження молоді в F3. Токсичний ефект (toxic effect) - зміна будь-якого показника життєдіяльності або функцій організму під впливом токсину. Залежить від особливостей отрути, специфіки метаболізму організму, факторів зовнішнього середовища (вміст кисню, рН, температури та ін.)
Токсичність (toxicity) - властивість хімічних речовин виявляти шкідливу або летальну дію на живі організми. Речовина, що надає токсичну дію, називається токсином, а процес впливу токсину на організм - токсикації (на екосистему - токсіфікаціей). За Н.С. Строганову, кількісно токсичність речовини для окремого організму визначається як величина, зворотна медіанної летальної концентрації: Т = 1/LC 50. Токсичність водного середовища (toxicity of water environment) - токсичність води і донних відкладень для гідробіонтів, що виникає внаслідок появи в ній токсичних речовин природного чи антропогенного походження (ксенобіотиків), забруднення стічними водами, токсичними атмосферними опадами і пр. При виникненні токсичності водного середовища вода з середовища, що підтримує життя, стає середовищем, згубної для життя. Ступінь токсичності водного середовища оцінюється методами біотестування, а також по перевищенню ГДК (гранично допустимих концентрацій).
Гостра токсичність виражається в загибелі отруєного організму за короткі проміжок часу - від кількох секунд до 48 ч. Хронічна токсичність середовища проявляється через деякий час у вигляді порушень життєвих функцій організмів і виникнення патологічних станів (токсикозів). У водних організмів хронічна токсичність виявляється у гіпогонадотропному і ембріотропном дії токсину, що призводить до порушення плодючості (продуктивності), ембріогенезу та постембріонального розвитку, виникнення каліцтв (мутацій) в потомстві, скорочення тривалості життя, появи «карликових» форм.
Інтегральна токсичність (integral toxicity), за визначенням Л.П. Брагінського, токсичність складних сумішей, стічних вод, багатокомпонентних факторів для водних організмів.
Кількісно інтегральна токсичність визначається як величина, зворотна максимальному розведенню (1:2, 1:5, 1:10, 1:50, 1:100 і т.д.), при якому не спостерігається яких-небудь порушень життєво важливих функцій тест- організмів при 24-48 годинному біотестування. Виражається в балах токсичності (БТІ) цілими числами (2, 5, 10, 50, 100 і т.д.) відповідно величинам розведення. Бали токсичності можуть бути чітко ранжовані і дозволяють вибудовувати ряд досліджуваних речовин або вод по зниженню (підвищенню) рівня їх токсичності.
Толерантність (tolerance) - витривалість (стійкість) організму до ушкоджувальних впливів. Діапазон толерантності - межі коливань концентрацій токсичних речовин, при яких не відбувається порушень функцій організму.
Толерантний ліміт (tolerance limit, TLm) - кількісний вираз концентрації токсину, при якій гине або виживає 50% тест-організмів за 48 год досвіду.
Токсікорезістентность (toxin resistance) - опірність живих організмів до впливу токсичних речовин.
Токсикометрії (toxicometry) сукупність прийомів оцінки токсичності речовин. Основними прийомами токсикометрії є встановлення мінімально стерпної або порогової (threshold concentration) концентрації (LC 0), медіанної летальної концентрації (LС 50), або дози (LD 50), та зони токсичної дії (toxic effect limits) - діапазону токсичних концентрацій - від LC 0 до абсолютно летальної (LC 100).
Біомаркери - це організми та їх характеристики, які дозволяють діагностувати поточний стан навколишнього середовища. В якості характеристик можуть виступати фізіологічні, біохімічні, імунологічні та інші властивості (процеси) організмів.
Біоіндикація (bioindication) - метод визначення якості середовища проживання організмів за видовим складом і показниками кількісного розвитку видів біоіндикаторів та структурі утворених ними співтовариств.
Біоіндикатор (bioindicator) - організм, вид, популяція, спільнота, що характеризуються специфічними особливостями проживання або вказують на специфічні зміни умов середовища. Біоіндикатори ділять на наступні групи:
1. Індивідуальні: розмір особин, плодючість, наявність аномальних особин і т.д.
2. Процеси: збільшення або зменшення швидкостей процесу (наприклад, швидкості фотосинтезу).
3. Структурні: видова структура, число толерантних (інтолерантності видів), біотичні індекси і т.д.
4. Екосистемні: видова різноманітність, видова структура.
Біоіндикатори забруднення (bioindicators of contamonation) - 1) організми, які поглинають (накопичують) токсичні речовини і здатні в силу цього бути показниками забрудненості води даною речовиною, 2) організми, що свідчать про забруднення води. По набору таких організмів у водоймі судять про якість води (Кузьменко та ін, 1999).
На відміну від біомаркерів, біоіндикатори не можуть миттєво реагувати на зміну екологічних умов, тому що їх індикаторними властивостями є популяційні процеси та процеси в співтоваристві в цілому. Основною перевагою біоіндикаторів перед біомаркерами є той факт, що далеко не завжди короткочасне зміна умов, на яке реагує біомаркери, призводить до негативних змін в популяціях, співтовариствах і екосистемах.
Кількісні заходи токсичності речовин для живих організмів-це показники гострої токсичності NOEC, LC0, LC50, LC100, що встановлюються для «чистого» речовини при його лабораторному дослідженні. Показники не має універсального значення і встановлюється для кожного тест-об'єкту індивідуально. NOEC - no observed effect concentration - максимально недіюча концентрація речовини; LC 0 - мінімальний поріг чутливості, при якому зазначаються специфічні тест-реакції або смертність тест-об'єктів; LC 50 - стандартний захід токсичності речовини, показує, яка концентрація речовини викликає загибель 50% тест -організмів за встановлений час (24, 48 або 96 годин); LC 100 - вищий смертельний поріг для всіх тварин або тест-культури водоростей, використаних в досвіді.
Біотестування, як правило, використовують до хімічного аналізу, тому що цей метод дозволяє провести експрес-оцінку природного середовища і виявити «гарячі точки», що вказують на найбільш забруднені ділянки акваторії (території, полігону). На ділянках, де методами біотестування виявлені які-небудь відхилення, і середовище, що досліджується характеризується як токсична, аналітичним шляхом необхідно встановити причини цього явища.
Існує два методичних підходи для визначення токсичності грунтів. Для експрес-діагностики використовують водні екстракти, що містять водорозчинні фракції грунтів. У цьому випадку біотестування виконують на традиційних для водної токсикології тест-об'єктах - ракоподібних, інфузорій, водоростях. При необхідності дослідити фітотоксичної властивості грунтів в якості тест-об'єктів використовують насіння культурних рослин - вівса, крес-салату та ін У цьому випадку показниками токсичності служать енергія проростання насіння, морфометричні характеристики листа і ін
Забруднення навколишнього середовища нафтопродуктами може бути охарактеризоване по їх вмісту в тканинах живих організмів. Так, у тканинах риб і молюсків з Північної Балтики (Фінська архіпелаг) визначали аліфатичні і ароматичні вуглеводні (Paasivirta et al., 1981).
Хромато-мас-спектрометричний аналіз тканин мідій, виловлених у районі Севастопольської бухти, показав наявність насичених і ароматичних вуглеводнів, склад яких відповідав деградованим нафтопродуктам в інтервалі температур кипіння дизельного палива (Савчук, 1995).
1.4 Використання мікроорганізмів у токсикометрії
Використання в якості аналітичних індикаторів мікроорганізмів нерідко є єдиним надійним методом визначення малих кількостей речовин, так як грунтується на прямій дії хімічної речовини на живу клітину. Відповідна реакція мікробної культури на зміну складу середовища являє собою середнє з показників мільйонів окремих організмів, що забезпечує найбільш об'єктивні і достовірні результати.
Однак мікробіологічні методи недостатньо розроблені як методично, так і в плані інструментального забезпечення. Зростаючі масштаби їх застосування для вирішення різноманітних аналітичних завдань у медицині, екології, у фармацевтичній, харчовій та парфюмерній промисловості, а також у системі лабораторій, що контролюють якість природних і стічних вод (Nicolas, 1966; Koch et al., 1964; Kavanagh, 1963; Brown et al., 1976) потребують сучасного апаратурного оснащення і автоматизації. У зв'язку з цим цікаво розглянути індикаторні властивості мікроорганізмів з точки зору способів трансформації їх в аналітичний сигнал, що реєструються і з залученням технічних засобів.
Під дією хімічних речовин різних концентрацій можуть змінюватися морфологічні, культуральні та фізіолого-біохімічні властивості мікроорганізмів. Наприклад, у присутності сублетальних концентрацій катіонів важких металів змінюються майже всі перераховані властивості мікробних клітин, їх форма, розміри, послаблюються ростові процеси, знижується ферментативна активність, інтенсивність дихання (Сенцова та ін, 1985). Під дією Ni 2 + на морську бактерію Artrobacter тariпіs значно збільшуються розміри клітин: при концентрації Ni 2 + 4 * 10 -4 моль обсяг їх за 4.5 год зростає в 250 разів (Gobet et al., 1970). У процесі росту бактерій і дріжджів на середовищі, що містить мідь, розміри клітин зменшуються (Авакян, 1973). У присутності комплексних іонів платини клітини Є. coli набувають ниткоподібні форми (Rosenberg et al., 1967).
Багато токсичні речовини викликають появу у бактерій слизової капсули, що охороняє клітину від загибелі. Під дією фенолу, етилового спирту втрачається рухливість клітин бактерій роду Proteus (Нестерова, 1972). Реєструють морфологічні зміни шляхом микроскопирования препаратів живих або фіксованих клітин за допомогою електронного мікроскопа. Запропоновано також додатковий пристрій, що містить ряд камер і дозволяє спостерігати за розвитком мікроорганізмів у проточних поживних середовищах високоапертурнимі об'єктивами мікроскопів (Гашинський, 1973).
Способи реєстрації інформації, отриманої за допомогою мікробіологічних методів різноманітні. Вони включають візуальні, приладові й математичні методи. На візуальною оцінкою результатів засновані напівкількісний методи визначення антибіотиків (Сіволодскій, 1974), латексу трібутілоловосодержащего сополимера АБП-10П, методу оцінки токсичності стічних вод. Напівкількісний метод визначення оловоорганічних сполук АБП-10П розроблений вченими (Туманов та ін, 1998) на основі реєстрації ростових реакцій трьох різних за чутливості штамів бактерій B. laterosporus, B. pumilis 732 і Sarcina lutea (Туманов та ін, 1988). Він дозволяє визначати нерозчинні у воді сполуки (без попереднього їх розкладання) в діапазоні концентрацій 2-40 мкг / мл. Метод оцінки токсичності стічних вод (Павленка і ін, 1988) з використанням умовно прототрофного штаму Saccharomyces cerevisiae дає можливість кількісно характеризувати токсико-генетичне дію промислових стічних вод шляхом реєстрації цитостатичного і летального ефектів.
При якісному виявленні та кількісному визначенні біологічно активних речовин часто беруть до уваги залежність культуральних властивостей мікроорганізмів від хімічного складу середовища. До них відносяться різні ростові реакції: стимуляція або інгібування росту в залежності від концентрації визначуваної речовини та пов'язані з ними зміни чисельності клітин, тривалості окремих фаз росту, динаміки накопичення біомаси, розмірів бактеріальних колоній, характеру їх поверхні і пігментації (Рубенчик, 1972; Глухова, 1980).
Найбільш простим і широко поширеним способом реєстрації ростових реакцій мікробних культур є вимірювання діаметра і площі зон пригнічення або стимуляції росту бактерій при вирощуванні їх на щільних середовищах. Цей принцип покладено в основу методів визначення багатьох антибіотиків і вітамінів (Єгоров, 1965). Він реалізований при розробці методу визначення трілана (4,5,6-тріхлорбензоксізалінона-2), використовуваного для захисту паперу та виробів з неї від біопошкоджень (Туманов та ін, 1982). В якості аналітичного сигналу використана ростова реакція бактерій Bacillus mesentericus 5 Trevisan, що характеризуються підвищеною чутливістю до трілану і стійкістю в лужному середовищі. Діаметр зони пригнічення росту тест-культури в розчині 0,1 М КОН пропорційний логарифму концентрації зазначеного з'єднання. Запропонований спосіб дозволяє визначити трілан в діапазоні концентрацій від 5 до 100 мкг в 0,1 мл розчину, а також у папері.
Для визначення етілмеркурхлоріда як аналітичних індикаторів використовували культури гриба Aspergillus niger і дріжджів Torula candida, реєстрували їх ростову реакцію виміром площі зон пригнічення росту. Межа виявлення - 0,1 мкг / мл, відносна похибка методу - 10% (Туманов та ін, 1982).
Зміни чисельності мікробних клітин під дією біологічно активних речовин часто фіксують за допомогою турбідіметричних методів, вимірюючи оптичну щільність рідкої культурного середовища, в якій вирощують мікроорганізми, за допомогою фотоелектроколориметри або нефелометр.
Метод визначення забрудненості вод, описаний в (Потапова та ін, 1988), заснований на інгібуванні росту культур водних бактерій і дозволяє оцінювати якість стічних вод, що містять сернокислую мідь у концентрації 1Ч10 -3 мг / л і більше, суміш пестицидів пропаніда і Сатурна в концентраціях 5Ч10 -5 і 1Ч10 -3 мг / л, суміш фенолу і формальдегіду в концентраціях 5Ч10 -2 і 1Ч10 -2 мг / л, відповідно.
Одним з культурних властивостей бактерій є здатність до утворення пігментів, яка втрачається при відсутності в середовищі деяких елементів. На цьому заснований візуальний спосіб якісного виявлення катіонів заліза, міді, магнію і деяких інших елементів (Месробяну та ін, 1963).
Відгук мікроорганізмів на зміну хімічного складу середовища виражається не тільки в інтенсивності процесів відтворення (розмноження) або ростових реакціях, а й у різних фізіолого-біохімічних реакціях.
В якості аналітичного сигналу можуть бути використані термограмми мікроорганізмів. У роботі (Monk, 1978) наведено докази залежності кількості тепла, виділеного мікробними клітинами, від хімічного складу середовища.
Об'єктивним показником вмісту в середовищі токсичних домішок можуть служити активність даного мікроорганізму, яка змінюється в залежності від концентрації окремих речовин.
В останні роки для аналітичних цілей стали використовувати люмінесцентні властивості світяться бактерій, що належать до роду Photobacterium і Beneckea. Біолюмінесцентних аналіз грунтується на специфічних реакціях з високим квантовим виходом, що дозволяють застосовувати їх для визначення багатьох біологічних активних речовин.
Показана можливість використання світяться бактерій для визначення фенольних компонентів стічних вод (Данилов та ін, 1988). Як токсинів використовували типові представники фенолів стічних вод: монофеноли, резорцин, гідрохінон і продукти його окиснення н-бензохинон.
Біологічний метод аналізу може грунтуватися не тільки на придушенні життєдіяльності живих організмів. Перспективним прийомам підвищення чутливості цього методу є використання біологічного концентрування. Процес біологічного концентрування використовували для виділення малих концентрацій життєво-необхідних катіонів з розведених розчинів (Постнов та ін, 2000). Як аналітичний індикатора застосований пліснявий гриб Aspergillus niger, вирощений на живильному розчині, що містить певні кількості катіонів заліза, міді або цинку. Показником змісту катіонів у розчині служила біомаса гриба і дані подальшого спектрального визначення їх у біомасі після висушування та мінералізації. Встановлено рівні концентрацій катіонів, що пригнічують ріст культури гриба, вони в десятки разів перевищують концентрації, що стимулюють її зростання. Таким чином, включення в аналітичний арсенал методик, заснованих на стимуляції росту індикаторних організмів, розширює межі традиційного біотестування, значно підвищує чутливість біологічного методу аналізу.
Узагальнюючи наведені дані, що стосуються особливостей мікробіологічних методів визначення токсичних речовин, слід відзначити різноманіття відповідних реакцій мікробних культур на вплив хімічних елементів і сполук і різноманітність способів їх трансформації в аналітичний сигнал. Вибір найбільш ефективних з них залежить від механізму і глибини впливу речовини на індикаторний організм, що, у свою чергу, визначає чутливість і вибірковість біометоду (Туманов, 1998).
Залежно від цілей аналізу можливі як візуальні, так і інструментальні способи оцінки і реєстрації інформації, отриманої за допомогою мікробіологічних методів. При контролі хімічних забруднень водного середовища та аналіз їх складу передбачається використання спеціальної апаратури типу ферментерів-хемостатов, турбідостатов. У них автоматично підтримується режим культивування за основними параметрами середовища (розчинений кисень, температура, рН середовища, щільність мікробної культури) (Mitruka et al., 1975; Крайнюкова, 1988). Чутливі і надійні токсікогpафи для реєстрації аналітичного сигналу дозволяють уникнути суб'єктивних помилок і підвищити відтворюваність результатів.
Перспективні у розвитку мікробіологічних методів біоаналітичні пристрої - біосенсори, що містять іммобілізовані клітини мікроорганізмів і забезпечують контакт обумовленою речовиною. Їх складовою частина є перетворювачі біохімічної або ростової реакції мікробного індикатора в аналітичний сигнал. У цьому випадку біологічний об'єкт виступає в ролі первинного джерела інформації, яка потім сприймається знаходяться в безпосередній близькості вторинним - фізичним датчиком.
Сучасні способи швидкого контролю токсичних забруднень природних і стічних вод передбачають введення біометричної або інший біоелектричної інформації в ЕОМ, придатної як елемент моніторингу біосфери (Туманов, 1998).

ВИСНОВОК
Використання в якості аналітичних індикаторів мікроорганізмів різних систематичних і фізіологічних груп дає можливість створення методів з різною вибірковістю визначення.
З наведеного огляду літератури видно, наскільки різноманітні відповідні реакції мікробних культур на вплив хімічних елементів і сполук, а також наскільки різноманітні способи їх трансформації в аналітичний сигнал. Вибір найбільш ефективних з них залежить від механізму і глибини впливу речовини на індикаторний організм, що, у свою чергу, визначає чутливість і вибірковість біометоду (Туманов, 1998).
Висока специфічність методів може бути досягнута застосуванням ауксотрофних штамів, тобто штамів, залежних від наявності в середовищі тих чи інших речовин.
З метою підвищення ізбірательнocті і чутливості визначення біологічно активних речовин обгрунтовано новий хіміко-біологічний підхід, заснований на попередньому, зміну біологічної актівнocті визначається речовини в процесі пробопідготовки. Розглядаються інші прийоми вирішення поставлених завдань шляхом підвищення температури аналізованого розчину, використання екстракції, біоакумуляції і нестандартних методик аналізу (Постнов, 1999).

СПИСОК ВИКОРИСТАНИХ ДЖЕРЕЛ
1. Авакян З.А. Мікробіологія. Підсумки науки і техніки / З.А. Авакян - М., 1973.-Т.2. -С. 5-45 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
2. Біоіндикація і біотестування ксенобіотиків. Комплексне біотестування нафтозабруднених грунтів / Н.А. Кірєєва, Т.Р. Кабіров, І.Є. Дубовик / / Теоретична і прикладна екологія. -2007. - № 1
3. Бродський Є.С. Методи дослідження складу органічних сполук нафти і битумоидов / Є.С. Бродський - М.: Наука, 1985. - С. 57-126 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
4. Бродський Є.С. Екологічна хімія / Бродський Є.С., Клюєв Н.А. -1994-Т.3-№ 1-С.49-57 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
5. Бродський Є.С. Екологічна хімія. / / Є.С. Бродський, О.Н. Філіна, І.М. Лукашенко і ін -1997-Т.6 - № 1 - С.24-28 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
6. Бродський Є.С. Визначення нафтопродуктів в об'єктах навколишнього середовища / Є.С. Бродський, С.А. Савчук / / Журнал аналітичної хімії. - 1998. - Т.53, № 12. - С. 1238-1251.
7. Гашинський В. В. Мікробіологія / В.В. Гашинський-1973.-т.42 .- № 4.-С.737-740 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
8. Глухова М.М. Аналіз навколишнього природного середовища / М.Н. Глухова, А.А. Туманов - Сб. ДКУ. Горький, 1980. -С.14-20 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
9. Данилов В.С. Антибіотики / В.С. Данилов, Н.С. Єгоров -1988. № 4. - С. 304 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
10. Дмитрієв М.Т. Санітарно-хімічний аналіз забруднюючих речовин у навколишньому середовищі / М.Т. Дмитрієв, Н.І. Козіна, Н.А. Пінігіна - М.: Хімія, 1989 .- С. 287 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
11. Єгоров Н.С. Мікроби-антагоністи і біологічні методи визначення антибіотичної активності / Н.С. Єгоров - М.: Вища школа, 1965. - 211с. (Цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
12. Зуєв Б.К. / Б.К. Зуєв, О.К. Тімоніна, В.Д. Подругіна / / Журн. Аналітичної хімії. - 1995. - Т.50. - № 6 - С.663-668 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
13. Ісидором В.А. Органічна хімія атмосфери / В.А. Ісидором-Л.: Хімія, 1992 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
14. Ісмаїлов Н.М. Мікробіологічна і ферментативна активність нафтозабруднених грунтів / Н.М. Ісмаїлов / / Відновлення нафтозабруднених грунтових екосистем. М., 1988.
15. Крайнюкова О.М. / / Методи біотестування вод: Зб. Ін-ту хім. фіз. АН СРСР Черноголовка, 1988. - С.4-13 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
16. Лур'є Ю.Ю. Аналітична хімія промислових стічних вод / / Ю.Ю. Лур'є - М., Хімія, 1984.-С. 302 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
17.Методи біотестування вод: Зб. Ін-ту хім. фіз. АН СРСР. / Укл. Н.А. Потапова, Т.В. Королевська - Чернігівка, 1988. -С.17-18. (Цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
18.Месробяну Л. Фізіологія бактерій / Л. Месробяну, Е. Пеунеску - Меридіані, 1963. - 807 с. (Цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
19.Неміровская І.А., Анікеєв В.В., Теобальд Н., Раві А. / / Журн. аналіт. Хімії, 1997. -Т.2 - № 4-С. 392-396 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
20. Нестерова Г.М. Біологія протея / Г.М. Нестерова - Горький: ГГУ, 1972. - 59 С. (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
21. Основні властивості нормовані у водах органічних сполук / / М., 1985. - С. 92 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
22.Павленко В.В. Метод оцінки токсичності та мутагенності стічних вод і хімічних сполук / В.В. Павленко, Л.А. Демидова, Л.Я. Трубачова та ін / / Методи біотестування вод: Зб. Ін-ту хім. фіз. АН СРСР. Чорноголова, 1988. - С. 73-77 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
23. Петрікевіч С.Б. Оцінка углевородокісляющей активності мікроорганізмів / С.Б. Петрікевіч, Є.М. Кобзєв, О.М. Шкідченко / / Прикладна біохімія та мікробіологія. - 2003. - Т.39, № 1. - С. 25-30.
24.Положеніе про Єдину державну систему екологічного моніторингу. Затверджено Наказом Мінприроди України № 49 від 9.02.95 р.
25.Постановленіе губернатора Іркутської області від 19.12.96 № 442-п «Про територіальну системі екологічного моніторингу Іркутської області»
26.Постановленіе Ради Міністрів Уряду РФ від 24.11.93 р. № 1229 «Про створення єдиної державної системи екологічного моніторингу»
27. Постнов І.Є. Біологічний метод аналізу: проблеми вибірковості та чутливості визначення біологічно активних речовин / І.Є. Постнов, А.А. Туманов / / Журн. аналіт. хімії. - 2000. - Т.55, № 2. - С. 208-211.
28. Рекламний листок фірми Hach
29. Рубенчик Л.І. Мікроорганізми-біологічні індикатори / Л.І. Рубенчик. - Київ: Наукова думка, 1972. - 161 с. 77 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
30. Руденко Б.А. Методи визначення токсичних забруднюючих речовин у морській воді та донних відкладах. / / Б.А. Руденко, К.П. Федоров, Б.А. Виноградов та ін М.: Гидрометеоиздат, 1981. - С. 87-92 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
31. Керівництво по контролю забруднення атмосфери. РД 542.04.186-89 / / М.: Гідрометіздат, 1991, 321 с. (Цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
32.Руководство за методами хімічного аналізу морських вод / За ред. Орадовского С.Г. - Л.: Гідрометіздат, 1977. С.118
33.Савчук С.А. / Журнал аналіт. хімії / / С.А. Савчук, Б.А. Руденко, Є.С. Бродський та ін / / 1995. - Т.50. - № 11 - С.1181-1187 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
34.Санітарние правила і норми. № 4630-88 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
35.СЗ РФ. 1997. № 21. Ст. 2483 Рубенчик Л.І. Мікроорганізми-біологічні індикатори / Л.І. Рубенчик. - Київ: Наукова думка, 1972. - 161 с. 77 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
36.Сенцова О.Ю. Успіхи мікробіології / О.Ю. Сенцова, В.М. Максимов. - М: Наука, 1985. - Вип. 20. С. 234-237.
37. Смирнов Б.А. Методи дослідження складу органічних сполук нафти і битумоидов / Б.А. Смирнов. - М: Наука, 1985 .- С. 198-131
38.Сіволодскій Є.П. А.с. № 1786340. СРСР. / / Б.в., 1974. № 45. С. 69 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
39.Туманов А.А. Фізико-хімічні методу аналізу / А.А. Туманов, М.М. Глухова, Г.М. Суботіна - Сб. ГГУ: Горький, 1982.-С. 114-117. (Цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
40.Туманов А.А. Відповідні реакції мікроорганізмів на зміну хімічного складу середовища і трансформація їх в аналітичний сигнал / А.А. Туманов, М.М. Глухова, Г.М. Суботіна / / Журнал аналітичної хімії, 1998.-Т.53.-С. 1252-1260
41.Туманов А.А. Методи біотестування вод / А.А. Туманов, С.М. Фролова, М. Н. Глухова / / Сб. Ін-ту хім. фіз. АН СРСР Черноголовка, 1988. - С. 73-77 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
42.Хмельніцкій Р.А. Мас-спектроскопія забруднень навколишнього середовища / Р.А. Хмельницький, Є.С. Бродський / / М.: Хімія, 1990. -С. 182 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
43.Хромченко Я. Л. Хімія і технологія води / Я.Л. Хромченко, Б.А. Руденко / / 1981. - Т.3. - № 1. - С.22-55 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
44. Шляхов А.Ф. Газова хроматографія в органічній геохімії. / А.Ф. Шляхов - М.: Недра, 1984. -221 С (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
45. Екологічний моніторинг нафтогазової галузі. Фізико-хімічні і біологічні методи: навч. посібник. / Саксонов М. М., Абалаков А. Д., Данько Л. В. та ін - Іркутськ: Іркут. ун-т, 2005. - 114 с.
46. Brown B., Boveri L. / / Пат. № 2228407 (Франція), РЖХ, 1976.Т.6 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
47. Butt JA, Duckworth DF, Perry SG / / Characterisation of Spilled Oil Sampless, Chichester: Wiley.1986 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
48. Gladilovich D., Kindukhov W., Kracheninnikov А., Stгоganov А. / / In. congress оп analytical chemistry. Moscow, Russia, June 15-21. 1997. Abstacts. У. 2. N, 21 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
49. Gobet AB, Wirssen C., Jun Jones GE / / Gen. Microbiol. 1970. V.62. P / 159-167 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
50. Kavanagh F. / / Analytical microbial. NY: Acad. Press, 1963 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
51. Kocch OG, Koch-Dedis JA / / Handbuch der Spurenanalis. 1964. B.2. № 4 P. 1115-1163 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
52. Lancas FM Cfrrilho E., Daen GHN, Camilo MCF / / J. of high resolution chromatography. 1989. У. 12. Р. 368-371 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
53.Massoud MS, Al-Abdali F., Al-Ghadban AN, Al-Saravi M. / / Environmental pollution. 1996. V. 93. № 3. Р.285-302 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
54.Massoud MS, Al-Abdali F., Al-Ghadban AN, Al-Saravi M. / / Environmental pollution. 1996. V. 93. № 3. Р.271-284 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
55.Mitruka BM, Alexander M. / / Appl. Microbiol. 1975. V. 16. № 4. P. 636-640
56.Monk PR Process Biochem / Monk PR-1978, V.13. № 12 P. 4-5 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
57.Мullег D., Wellner В. / / Dtsch. gewasserk. Mitt. 1975 B.19 S. 120-123 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
58.Nicolas DYD / / Ann. NY Acad. Sci. 1966. V. 137. № 1.P. 217-231 (цитовано за Постнов, Туманов, 2000)
59.Oil in the Sea. Inputs, Fate and Effect. Washington DC, NAS, 1985. P. 600 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
60.Paasivirta J., Herzchuh R., Lahtipera M. et al. / / Chemosphere.1981. V. 10. № 8. Р. 919-928 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
61.Ramsdale SJ, Wilkinson A. / / J. Inst. Petr, 1968. V. 54. P. 326 (цитовано за Бродський, Савчук, 1998).
62.Rosenberg B., Renshaw E., Wancamp L. / / Bacterol. 1967. № 33. Р. 716-732 (цитовано за Туманов, Глухова та ін, 1998).
63.Біоремедіація забруднених нафтою і нафтопродуктами грунтів без екскавації і переміщенні грунту [Електронний ресурс] .- 1999 -. - Режим доступу: file: D: \ USER \ TK \ Internet \ нафта-1.НТМ, вільний
64.Універсітет Гент, Бельгія (LETAE) під керівництвом проф. G. Persoone [Електронний ресурс]. - Режим доступу: http://www.microbiotests.be/
Додати в блог або на сайт

Цей текст може містити помилки.

Екологія та охорона природи | Курсова
121кб. | скачати


Схожі роботи:
Життєдіяльність мікроорганізмів
Антигени мікроорганізмів
Морфологія мікроорганізмів
Біохімія мікроорганізмів
Використання корисних мікроорганізмів
Особливості розмноження мікроорганізмів
Систематика та морфологія мікроорганізмів
Генетичні особливості мікроорганізмів
Фізіологія і генетика мікроорганізмів
© Усі права захищені
написати до нас