авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 |   ...   | 4 | 5 ||

«ВЕСТНИК НАУЧНО- ИССЛЕДОВАТЕЛЬСКОГО ТЕХНОЛОГИЧЕСКОГО ИНСТИТУТА 1 Под редакцией д.ф.-м.н. ...»

-- [ Страница 6 ] --

Биометаллы находятся в почве как в водорастворимой, так и нерас творимой формах. Они входят в кристаллическую решетку минералов, об разуют комплексные соединения с органическими веществами почвы, сор бируются на поверхности почвенных коллоидных частиц. Растения легко могут использовать микроэлементы только в биологически активной водо растворимой (подвижной) форме, а неподвижная форма может быть ис пользована растением после протекания сложных биохимических процес сов с участием гуминовых кислот почвы.

Минеральные соли микроэлементов по своей эффективности усту пают органическим солям. Использование микроэлементов в виде неорга нических солей является зачастую малоэффективным и экономически не всегда оправданным.

Основная разница между этими двумя формами микроэлементов за ключается в следующем: микроэлементы в виде неорганических солей доступны растениям только в кислых почвах (рН до 6). В почвах близких к нейтральным их эффективность снижается в десятки раз. В нейтральных, слабощелочных и карбонатных почвах неорганические соли не могут удержать микроэлементы в водорастворимой форме доступной для расте ний и их эффективность приближается к нулю, т.е. они переходят в плохо растворимые формы (гидроокиси, карбонаты) и становятся недоступными для растений. А комплексонаты устойчивы во всех видах почв и не имеют ограничений по рН почвенного раствора.

Комплексонаты металлов оказывают значительное влияние на всхо жесть семян, рост и повышение урожайности многих сельскохозяйствен ных растений. Широкое распространение получило использование ком плексонатов металлов для борьбы с заболеваниями растений, связанными с недостатком микроэлементов.

При адекватном подборе форм и концентраций комплексоны и ком плексонаты микроэлементов являются более эффективными средствами регуляции продукционного процесса сельскохозяйственных культур, осо бенно при применении их наиболее экономичными способами при прове дении некорневых подкормок и при обработке семян перед посевом.

В последнее время некоторые авторы указывают на возможность утилизации гальваношламов в земледелии. Это объясняется содержанием в них значительного количества гидроокиси кальция, применение которой эффективно для подщелачивания кислых почв. К тому же, гальваношламы содержат большой набор микроэлементов, использование которых в опре деленных для этого случаях может дать положительный эффект [1, 8].

Однако использование отходов в земледелии требует обязательного проведения строгого контроля, который должен учитывать не только со став отходов и особенности почв данной местности, но и специфику вы ращиваемой сельскохозяйственной культуры. Для использования опасных отходов в растениеводстве необходимо предварительно изучить их мине ралогический, химический, гранулометрический состав, агрофизические, физико-химические и агрохимические свойства.

Следует помнить, что не наличие токсичных элементов, а их концен трация в отходах и почвах, способность к аккумуляции в сельскохозяйст венных культурах в опасных количествах должно быть основным критери ем при обосновании использования токсичных отходов в земледелии. Не обходимо обязательно знать, при внесении в каком количестве и за какой промежуток времени тот или иной компонент, используемого промыш ленного отхода, приводит к серьезным нарушениям экологической систе мы и интоксикации живых организмов! Требуются многосторонние, уг лубленные исследования химического состава всех звеньев биогеохимиче ской пищевой цепи, прежде чем внедрять токсичные отходы в практику.

На основании сказанного, нами было проведено исследование по влиянию металлов, селективно извлеченных из гальваношламов комплек сонами, на проростки злаковых культур с целью оценки возможности ис пользования данных соединений в земледелии.

Используемые гальванические шламы, представляют собой осадки сточных вод гальванического производства, которые образуются при пе реработке жидких отходов: промывных и сточных вод, отработанных тех нологических растворов и электролитов, а также концентратов, образую щихся при использовании некоторых методов очистки, таких как ионооб менный, электродиализный, обратноосмотический и ультрафильтрацион ный, сорбционный и экстракционный, метод выпаривания, а также диа фрагменный электролиз [6].

Гальваношламы имеют преимущественно неорганический состав, который представлен гидроксидами и основными солями тяжелых метал лов, труднорастворимыми соединениями кальция (фосфаты, карбонаты, сульфаты и др.) и другими веществами.

В работе использовались ферритизированные гальванические шламы предприятия ОАО «Утёс» г. Ульяновска, относящиеся к третьему классу опасности для объектов окружающей природной среды.

Так как непосредственное использование гальваношламов в земле делии запрещено, нами изучалось влияние металлов (в виде их комплексо натов), селективно извлеченных из шламов комплексонами на некоторые показатели развитие растений.

Для селективного извлечения из гальваношламов ионов тяжелых ме таллов применялись следующие виды комплексонов: пирокатехин (1,2 C6H4(OH)2), этилендиаминтетраацетат натрия (ЭДТА, Na2(C10H16O8N2)), 1,10-фенантролин (C12H8N2) и нитрилтри (метиленфосфоновая) кислота (НТФ, N(CH2PO3H2)3).

Для извлечения металлов суспензию ферритизированного гальвани ческого шлама помещали в сосуд и вводили к ней различные количества комплексонов по отношению к объему шлама. Суспензию встряхивали в течение часа на ротаторе, затем смесь центрифугировали для разделения фаз и в полученном фильтрате определяли содержание ионов металлов.

Полученные растворы, содержащие комплексонаты металлов, тестировали на проростках злаковых культур. Каждый комплексон использовался в диапазоне концентраций 0,04-2 г/л шлама.

Биотестирование полученных растворов проводили в соответствии с СанПиН 2.1.7.573-96 [9]. В качестве тест-объекта использовали пшеницу (Triticum aestivum) сорта Л-503 и ячмень (Hordeum vulgare) сорта «Одес ский-100».

Результаты исследования показали, что комплексонам характерно селективное действие по отношению к металлам, извлекаемым из шламов.

Это определяется строением комплексона и гальваношлама. Исходя из этого, влияние растворов комплексонатов металлов на развитие растений зависит от вида и свойств используемого лиганда, а также концентрации комплексонатов металлов в среде.

Показатели прорастания семян (всхожесть, энергия, дружность и скорость прорастания) оказываются малочувствительными и менее ин формативными по сравнению с показателями интенсивности начального роста семян, к которым относится длина корней, к тому же, интенсивность начального роста семян наиболее полно характеризует жизнеспособность растений. Исходя из этого, за показатели толерантности растений к тяже лым металлам мы принимали длину корней проростков, а также количест во образуемых корней [4].

В ходе эксперимента было установлено, что комплексонаты метал лов в определенных концентрациях проявляли стимулирующее действие на рост корней проростков пшеницы (табл. 1) и ячменя (табл. 2).

Комплексонаты металлов на основе фенантролина и пирокатехина в исследуемом диапазоне концентраций (0,04-2,0 г/л) не оказывали стимули рующего действия на рост корней проростков ячменя.

Практически все растворы, полученные путем обработки суспензий ферритизированного шлама фенантролином, обладали ингибирующим действием на прорастающие семена. По сравнению с контролем (проращи вание в дистиллированной воде) происходит резкое угнетение развития проростков, что ярко проявляется в незначительном росте корней у иссле дуемых растений, особенно при возрастании концентрации комплексона тов никеля в растворе.

Для раствора фенантролина характерна щелочная реакция среды.

При концентрации водного раствора комплексона 1 г/л рН раствора со ставляет 7,9. Увеличение концентрации комплексона в суспензии ГШ при водило к незначительному изменению рН раствора в диапазоне от 8,0 до 8,7. Данный факт также может являться причиной негативного действия растворов комплексонатов на рост корней проростков пшеницы и ячменя, так как при уже рН 9 и выше повреждается протоплазма клеток в корнях большинства растений [5]. При этом проростки ячменя проявляют боль шую чувствительность в отношении рН в сравнении с проростками пше ницы.

Таблица 1. Оптимальные концентрации металлов, оказывающие мак симальное стимулирование роста корней проростков пшеницы в условиях эксперимента вариант опыта эффективность дейст Комплексон и металл и его концентрация, мг/л вия, % его концен x ± ts x трация, г/л медь 0,39±0, никель 0,64±0, Фенантролин, 120, 0,04 цинк 0,64±0, хром 0,50±0, медь 0,50±0, никель 1,04±0, Пирокатехин, 134, 0,2 цинк 0,47±0, хром 0,16±0, медь 3,40±0, никель 1,06±0, ЭДТА, 136, 2,0 цинк 0,30±0, хром 0,21±0, медь 0,15±0, никель 0,44±0, НТФ, 126, 4,0 цинк 0,17±0, хром 0,13±0, Таблица 2. Оптимальные концентрации металлов, оказывающие мак симальное стимулирование роста корней проростков ячменя в условиях эксперимента вариант опыта эффективность дейст Комплексон и металл и его концентрация, мг/л вия, % его концен x ± ts x трация, г/л медь 3,40±0, ЭДТА, никель 1,06±0, 2,0 105, цинк 0,30±0, хром 0,21±0, медь 0,15±0, никель 0,44±0, НТФ, 113, 4,0 цинк 0,17±0, хром 0,13±0, В присутствии растворимых пирокатехолатных комплексов метал лов также происходит угнетение роста корней проростков пшеницы и яч меня. При этом признаки угнетения проростков ячменя, в отличие от пше ницы, наблюдаются с наименьших концентраций комплексонатов в рас творе и усиливаются с их увеличением.

Пирокатехин является веществом малоопасным (4 класс опасности).

Его производные широко распространены в природе, и практически неток сичны, либо обладают очень малой токсичностью. Следовательно, ингиби рующее действие исследуемых растворов на проростки пшеницы и ячменя может быть связано с высоким содержанием комплексонатов металлов в них. Об этом свидетельствует тот факт, что растворы с минимальными концентрациями комплексонатов меди и никеля на основе пирокатехина проявляли достоверное стимулирующее действие в отношении длины кор ней проростков пшеницы.

Комплексонаты металлов на основе ЭДТА, при определенных кон центрациях металлов, проявляют стимулирующее действие на рост и раз витие (количество и длина корней) проростков пшеницы и ячменя. В рас творе, содержащем комплексонаты меди и никеля в концентрациях 3, мг/л и 1,06 мг/л соответственно и наименьших концентрациях цинка и хрома, отмечается достоверное увеличение длины корней проростков пшеницы в среднем на 37% от контроля. Максимальным ингибирующим действием обладали растворы, в которых концентрация комплексонатов хрома была наибольшей, что было характерно как для проростков пшени цы, так и для проростков ячменя.

Как и в случае с ЭДТА, комплексонаты металлов на основе НТФ в определенных концентрациях проявляли как стимулирующее, так и инги бирующее действие на рост корней проростков пшеницы и ячменя.

Максимальный стимулирующий эффект наблюдался при использо вании раствора, содержащего минимальные концентрации комплексонатов металлов на основе НТФ. При этом длина корней проростков пшеницы в среднем на 26%, а ячменя – 13% была выше в сравнении с контролем.

Следует заметить, что биологические свойства комплексонатов на основе НТФ определяются также, помимо наличия в них микроэлементов, содер жанием в их молекуле атомов фосфора, который является необходимым для нормального развития растений.

Еще одной важной особенностью фосфорсодержащих комплексонов является склонность к образованию как растворимых моноядерных ком плексов, так и малорастворимых би- и полиядерных комплексов металлов.

Данный факт представляет особый интерес, так как использование мало растворимых комплексонатов в практике растениеводства обеспечивает равновесную концентрацию комплексоната в среде, что позволяет пролон гировать его действие [7].

Результаты проведенных экспериментов в целом свидетельствуют о токсичности фильтратов, содержащих комплексонаты металлов на основе пирокатехина и фенантролина. А фильтраты на основе комплексонатов ме таллов ЭДТА и НТФ при адекватном подборе концентраций могут быть использованы, как факторы, способствующие стимулированию роста и развития растений.

Исследования показали, что характер влияния растворов комплексо натов на проростки во многом зависит от взаимного влияния металлов, ко торое может быть антагонистическим или синергическим.

Следовательно, комплексонаты металлов, полученные в ходе обра ботки ферритизированных гальванических шламов комплексонами, при оптимальном подборе концентраций можно использовать для предпосев ной обработки семян в целях оптимизации питания растений микроэле ментами на самых ранних этапах их развития.

Вопросы обеспеченности почв сельскохозяйственных угодий микро элементами и использование некоторых видов промышленных отходов и продуктов их переработки в земледелии тесно взаимосвязаны и требуют научно обоснованных подходов в их решении. При этом необходимо уде лять большое внимание поиску методов установления экологических нор мативов для объективной оценки допустимой антропогенной нагрузки на компоненты биосферы.

ЛИТЕРАТУРА 1. Аканова Н.И. Агроэкологическая оценка известьсодержащих отходов промышленности /Н.И. Аканова //Агрохимический вестник. – 2000. – № 2. – С. 20-22.

2. Аристархов А.Н. Оптимизация питания растений и применения удобре ний в агроэкосистемах. – М.: МГУ, ЦИНАО, 2000. – 524 с.

3. Битюцкий Н.П. Роль комплексонов в регуляции питания растений мик роэлементами: автореф. дисс. д-ра биол. наук /Н.П. Битюцкий. – М., 1993. – 32 с.

4. Вальков В.Ф. Влияние загрязнения тяжелыми металлами на фитоток сичность чернозема /В.Ф. Вальков, С.И. Колесников, К.Ш. Казеев // Аг рохимия. – 1997. – № 6. – С. 50-55.

5. Вальков В.Ф. Почвенная экология сельскохозяйственных растений. – М.: Агропромиздат, 1986. – 206 с.

6. Виноградов С.С. Экологически безопасное гальваническое производст во;

под ред. проф. В.Н. Кудрявцева. – М.: «Глобус», 2002. – 352 с.

7. Дятлова Н.М. Комплексоны и комплексонаты металлов /Н.М. Дятлова, В.Я. Темкина, К.И. Попов. – М.: Химия, 1988. – 544 с.

8. Зайнуллин Х.Н. Утилизация осадков сточных вод гальванических про изводств / Х.Н. Зайнуллин [и др]. – М.: Руда и металлы, 2003. – 270 с.

9. СанПиН 2.1.7.573-96. Гигиенические требования к использованию сточных вод и их осадков для орошения и удобрения.

10.Сычев В.Г. Минеральные удобрения в сельском хозяйстве России: по требность и реальность // Российский химический журнал. 2005. – Т.

XLIX. – № 3. – С. 11-14.

ВЛИЯНИЕ НЕКОТОРЫХ ЭКОЛОГО-ГИДРОХИМИЧЕСКИХ ПОКАЗАТЕЛЕЙ ВОДНОЙ СРЕДЫ НА ТОКСИЧНОСТЬ ИОНОВ МЕДИ (II) ДЛЯ ГИДРОБИОНТОВ В РАЗЛИЧНЫХ УСЛОВИЯХ АНТРОПОГЕННОЙ НАГРУЗКИ О.А. Завальцева, Л.В. Коновалова z.olga1979@mail.ru В настоящее время большинство работ эколого-гидрогеохимической тематики посвящены главным образом констатации факта загрязнения ок ружающей среды химическими элементами.

Деятельность человека, прежде всего техногенез, является полиэле ментным источником загрязнения и приводит к формированию в окру жающей среде аномальных геохимических полей, фиксируемых, прежде всего, для химических элементов с высокой технофильностью, повышен ной токсичностью, высоким уровнем биопоглощения и обладающих вы раженной биоактивностью. При этом наблюдаются выраженные корреля ционные связи между техногенными источниками загрязнения, миграцией химических элементов в водных потоках и их концентрированием в при родных телах, временно аккумулирующих поллютанты.

Особое внимание следует обратить на город, так как именно в нем наиболее ярко проявляются все формы биогенной миграции элементов 3 го рода (тяжелые металлы), а система города развивается за счет окру жающей ее среды [9].

Кардинальные преобразования происходят в реках промышленно урбанизированных районов. Многочисленные и разнообразные по своим характеристикам источники загрязнения обуславливают формирование в речных водах интенсивных полиэлементных геохимических аномалий, проявляющихся как в растворе вод, так и во взвешенном веществе.

Поступление сточных вод, содержащих тяжелые металлы, может привести к многочисленным физическим, химическим и биологическим изменениям в водных системах. Эти изменения можно разделить на две категории: изменения, связанные с влиянием условий окружающей среды на поведение металлов и изменения, связанные с влиянием металлов на со стояние окружающей среды.

В первом случае наибольшее значение имеют те условия, которые могут приводить к изменению форм нахождения и токсичности металлов, то есть, дифференцированное поступление антропогенных веществ и при родного материала, качество поступающих сточных вод, содержание хела тов и взвешенных твердых частиц. Во втором случае, характер и степень изменений зависят главным образом от уровней содержания и форм нахо ждения тяжелых металлов в воде и донных отложениях [2, 7, 8].

Химические элементы, мигрирующие в речных водах в растворен ных и взвешенных формах, характеризуются резко выраженной простран ственно-временной неоднородностью распределения их концентраций. В зонах техногенного загрязнения резко нарушается относительная про странственно-временная стабильность взвешенных и растворенных форм миграции элементов. Для некоторых элементов возрастает значимость рас творенных форм, для других – растет доля их взвешенных форм, происхо дит увеличение концентраций металлов, что определяет их высокую ми грационную способность.

Для многих металлов наблюдается направленная трансформация ба ланса форм. Наиболее протяженные геохимические аномалии наблюдают ся в речных отложениях, в формировании которых ведущую роль играют процессы осаждения речной взвеси, обогащенной химическими элемента ми. Это определяет необходимость исследования процессов современного осадконакопления в реках.

Особенно интенсивное накопление тяжелых металлов в воде и дон ных отложениях наблюдается в условиях резкого снижения скорости вод ного потока, особенно это характерно для водохранилища. Донные отло жения, формируемые в процессе существования водохранилища, резко от личаются от речных как по гранулометрическому и вещественному соста ву, так и по степени аккумуляции токсичных веществ.

Таким образом, проблема оценки экологического состояния природ ных водных систем в пределах городской территории с учетом перерас пределения тяжелых металлов между компонентами водной системы, яв ляется современной и актуальной.

Среди загрязнителей биосферы, представляющих наибольший инте рес для различных служб контроля ее качества, металлы (в первую очередь тяжелые, то есть имеющие атомный вес больше 40) относятся к числу важнейших. В значительной степени это связано с биологической активно стью многих из них. Действие тяжелых металлов на гидробионтов различ но и зависит от природы металла, типа соединения, в котором он сущест вует в природной среде, а также его концентрации [1,4]. Не исключением из этого является и медь, содержащаяся в природных водах.

По своему биологическому значению медь является типичным мик роэлементом и ее функции в живом организме разнообразны и важны. На ходясь в непосредственной связи с ферментами, гормонами, витаминами, медь принимает активное участие в окислительно-восстановительных про цессах, в обмене белков, углеводов, жиров, в росте и размножении, крове творении, костеобразовании, является фактором устойчивости организма к инфекциям.

Концентрация необходимых металлов в природных водах составляет величину порядка нескольких микрограммов на литр. Однако реки, кото рые собирают загрязнения, обычно содержат концентрации металлов на несколько порядков выше.

Степень воздействия металла на организм зависит не только от кон центрации, превышающей некоторый уровень, но и от природы металла, прежде всего его комплексообразующей способности. В природных водах медь обладает ярко выраженной способностью образовывать прочные комплексы с растворенными органическими веществами [5, 6, 7].

Тот факт, что повышенные концентрации следовых элементов в ручьях, реках, озерах приводят к массовой гибели рыбы, стимулировал ис следования токсичности металлов. Предметом исследования были темпе ратура, значения рН, жесткость воды, возраст рыб, комплексообразование следовых металлов.

Программы по мониторингу, включающие изучение распределения тяжелых металлов в тканях рыб, предоставляют важный в практическом отношении материал для рыбоводства, особенно если он содержит сведе ния о снижении продуктивности промысловых видов рыб.

Известны разные методы количественного анализа для определения типа частиц, в котором находятся следовые металлы. Однако для этого требуется немалый объем экспериментальной работы. А общая концентра ция следового металла в образце природных вод мало говорит о его ток сичности. Присутствие в природных водах адсорбирующих металлы или координирующих с ними соединений весьма затрудняет правильную кор реляцию между общим количеством металла и количеством токсичных его частиц. Именно по этому полевые испытания на токсичность металлов в природных водах должны продумываться более тщательно, прежде чем приписывать определенному металлу тот или иной потенциал токсично сти.

Таким образом, главной целью настоящего исследования стало изу чение влияния некоторых физико-химических и гидрохимических факто ров водной среды на содержание ионов меди в различных органах и тканях гидробионтов.

Исследования проводились на двух реках Ульяновской области: р.

Свияга и р. Инза.

Изучался физико-химический состав воды указанных реках, опреде лялись подвижные и связанные формы Cu2+ в воде, валовое содержание Cu2+ в донных отложениях, тканях и органах гидробионтов (рыб). Орга низмы отбирались одного вида, двух возрастов: одного года (сеголетки) и двухлетние особи. Отбор проб воды и донных отложений производился одновременно с выловом рыбы.

Река Инза – это небольшая река, протекающая по территории Инзен ского района Ульяновской области. В месте отбора проб и выше по тече нию реки в настоящее время не наблюдается какого-либо антропогенного воздействия. Ближайшие населенные пункты расположены в 3-5 км. от места отбора проб. Животноводческие комплексы, располагающиеся в км выше по течению и в 4 км ниже по течению (но не на самой реке) в на стоящее время не работают, а значит, не оказывают негативного влияния на среду (в том числе и реку).

Пробы воды р. Свияга отбирались непосредственно в черте г. Улья новска. В настоящее время река испытывает сильное антропогенное влия ние.

Отбор и подготовка проб воды и донных отложений проводилась в соответствии с ГОСТ 17.1.5.05-85, ГОСТ Р 51592-2000, ГОСТ 17.1.5.01-80.

Определение валовых и подвижных форм металлов проводили фотометри ческим методом - медь с диэтилдитиокарбаматом свинца (ПНД Ф 14.1:2.48-96);

железо с сульфосалициловой кислотой (ПНД Ф 14.1:2.50-96).

Общую жесткость воды определяли в соответствии ПНД Ф 14.1:2.98-97, рН - ПНД Ф 14.1:2:3:4.121-97, общая щелочность - ПНД Ф 14.1:2.245-07, кальций - ПНД Ф 14.1:2.95-97, сульфаты - ПНД Ф 14.1:2.159-2000, БПК ПНД Ф 14.1.2:3:4.123-97.

Образцы тканей гидробионтов высушивали при температуре 650С до постоянной массы и измельчали. Сжигание биологического материала проводили при помощи смеси кислот (H2SO4 : HNO3 : HClO4 - 1:3:1 или HNO3 : HClO4 - 3:1) микрометодом. 0,1-0,5 г сухого вещества органов и тканей помещали в пробирку, приливали 1-5 мл смеси H2SO4 : HNO3 :

HClO4 (1:3:1) или HNO3 : HClO4 (3:1), если образец содержит много каль ция. Оставляли стоять несколько часов. Затем пробирки ставили на элек троплитку с закрытой спиралью и сжигали до тех пор, пока раствор не станет бесцветным. Если во время сжигания содержимое пробирок стано вилось желтым или чернело, то добавляли 0,5-1 мл смеси кислот. При вы падении белого осадка в охлажденную пробирку добавляли 1-2 мл воды, нагревали в течение 30-40 минут при 120-1500С и вносили в горячий рас твор 3-4 мл воды. После охлаждения пробирок объем доводили до метки и перемешивали. Полученные пробы анализировали на содержание в них меди.

Результаты, полученные в ходе исследования физико-химического и гидрохимического состава проб воды р. Свияга и р. Инза, представлены в таблице 1.

Надо помнить, что важнейшим показателем качества среды обитания является степень чистоты поверхностных вод. Металл-токсикант, попав в водоем или реку, распределяется между компонентами этой водной экосистемы. Однако не всякое количество металла вызывает расстройство данной системы. Поэтому, при оценке способности экосистемы сопротивляться внешнему токсическому воздействию, необходимо знать буферную емкость экосистемы.

Как видно из результатов исследования воды, общее содержание ме ди в р. Свияга превышает установленные допустимые нормативы как в летний, так и в зимний периоды. Из справочных и нормативных докумен тов следует, что ПДК для меди в воде водных объектов, используемых для рыбохозяйственных целей – 0,005 мг/л, а по иону меди с учетом природно го естественного фона – 0,001 мг/л [3].

Таблица 1. Физико-химические и гидрохимические показатели воды р. Свияга и р. Инза определяемый пара- лето (ав- зима (ян- лето (ав- зима (ян метр густ) варь) густ) варь) р. Свияга р. Инза О.Ж.

(общая жесткость), 115,0±4,65 120,0±4,79 80,5±3,26 83,0±2, мг/л 2+ Ca, мг/л 95,0±2,24 100,0±2,31 58,0±1,14 60,0±1, Mg2+, мг/л 20,0±1,25 20,0±1,38 19,0±0,15 21,0±0, О.Щ.

(общая щелочность), 5,25±0,84 5,17±0,56 2,50±0,31 2,30±0, мг-экв/л Гщел (гуматная щелоч 1,32±0,27 1,26±0,31 0,27±0,042 0,23±0, ность), мг-экв/л Cu2+общая, следовые ко- следовые 35±3,43 45±4, мкг/л личества количества Cu2+свободная (ион 7,3±0,93 9,2±0,87 - ная), мкг/л Feобщ., мг/л 0,65±0,2 0,76±0,24 1,1±0,2 1,3±0, SO42-, мг/л 78,3±1,57 82,4±1,65 23,2±1,38 23,7±1, рH 7,4±0,4 7,6±0,4 6,8±0,4 7,2±0, Температура, 0С 18,0±0,1 6,4±0,1 13,0±0,1 4,2±0, БПК5, мг/л 8,56±0,85 6,73±0,76 2,45±0,53 1,23±0, Донные отложения 0,09±0,014 0,14±0,016 0,11±0,01 0,13±0, Cu2+, мг/кг Но токсичная концентрация меди (медь в ионной форме) примерно в 5 раз меньше, хотя и превышает предельно допустимую норму для объектов рыбохозяйственного водопользования. Это можно объяснить тем, что показатель общей жесткости воды довольно высок, в воде много катионов Са2+ и Mg2+, которые являются антагонистами меди, а также значительно содержание гуминовых веществ, к тому же известно, что природные материалы часто значительно понижают концентрации токсичных металлов. Все эти факторы не только определяют токсичность меди для гидробионтов, но и помогают понять многие из полученных результатов.

При данных значениях рН воды в р. Свияга формируются нераство римые комплексы меди с фульвокислотами, что приводит к их накоплению в донных отложениях и в воде и способствует уменьшению концентрации меди в воде в ионной форме. К тому же, аккумуляция меди в донных от ложениях является следствием ее связывания взвешенным веществом вод ной системы и последующим осаждением. В загрязненной медью р.Свияга имеется значительное количество суспендирующих и комплексообразую щих веществ, а потому токсичные медные частички не будут составлять большую долю в общем количестве медьсодержащих частиц, что также отмечалось в других работах по исследованию токсичности [1].

В зимний период токсичных форм меди в воде р. Свияга больше, чем в летний период. Это связано со многими физическими и гидро химическими показателями водной среды: температура воды зимой значи тельно ниже, в водной среде меньше органических веществ, которые спо собны образовывать с медью прочные комплексы, а также в зимний пери од уменьшается масса фитопланктона и водной растительности, которые поглощают и адсорбируют на своей поверхности часть меди. А уменьше ние содержания комплексообразующих лигандов и величины адсорби рующей поверхности будут повышать токсичность водной системы, хотя концентрация общей меди и останется постоянной.

Таким образом, из полученных результатов можно сделать вывод, что между общей концентрацией меди в воде и ее токсичностью нет пря мой однозначной связи – токсичность природных вод в несравненно боль шей мере связана с физико-химическим и химическим составом элементов в водной среде. Очевидно, что распределение меди между компонентами водной системы зависит от скорости связывания металла этими компонен тами. Вследствие этого и емкость водной системы к меди определяется не только потенциальными возможностями к связыванию ионных форм ме талла растворенным органическим веществом, депонирующей способно стью донных отложений и аккумулирующей способностью биоты, но и скоростью поглощения меди различными компонентами экосистемы, что подтверждается выводами, сделанными в других работах [1, 2].

Результаты, полученные в ходе исследования проб воды исследован ных рек, сильно различаются между собой и по ним хорошо видно, какие факторы и физико-химические параметры водной среды существенным образом влияют на содержание токсичных (в виде свободных ионов и комплексных гидроксидов) форм меди в воде.

По данным, приведенным в таблице 1, в воде р. Инза выявлены сле довые количества меди, при этом присутствует значительное количество металлов жесткости (Са2+ и Mg2+), сульфатов. То есть, присутствующая в воде в незначительных количествах медь практически полностью находит ся в связанном состоянии, адсорбирована на поверхности взвешенных час тиц, аккумулирована донными отложениями. Это говорит об отсутствии какой-либо токсической концентрации меди для рыб.

К тому же, в отличие от р. Свияга в воде р. Инза низкая концентра ция гуминовых веществ, но значительно содержание железа, а из литера турных источников известно, что его гидроксиды являются адсорбентами меди в водной среде. Следовательно, чем выше содержание железа, тем ниже концентрация токсичных форм меди.

Следует отметить также, что по полученным данным в зимний пери од не происходит существенных изменений физико-химических парамет ров водной среды.

Можно сделать вывод, что даже при внезапном повышении содер жания меди в результате какого-либо антропогенного воздействия на р.

Инза, водная система способна будет связать ее в различные комплексы, аккумулировать в донных отложениях, то есть перевести в нетоксичную форму, так как буферная емкость системы довольно высока.

В таблице 2 приведены результаты исследования содержания ионов меди в органах и тканях гидробионтов в исследуемых реках.

Таблица 2. Содержание меди в органах и тканях плотвы в мг/100 г.сух.веса Возраст особей 1 год 2 года 1 год 2 года Органы и ткани Август Август Январь Январь р. Свияга Скелет 0,78±0,15 0,69±0,13 3,75±0,16 1,51±0, Чешуя 0,59±0,21 0,21±0,18 2,36±0,23 1,25±0, Мышцы 0,15±0,09 0,15±0,07 0,45±0,11 0,25±0, Жабры 3,38±0,3 3,27±0,33 4,29±0,29 4,62±0, Кишечник 1,06±0,17 1,13±0,15 2,33±0,19 2,68±0, Мозг 2,42±0,48 4,27±0,43 16,96±0,54 21,8±0, Кол-во особей 21 23 19 р. Инза Скелет 0,21±0,11 0,2±0,13 0,38±0,17 0,21±0, Чешуя 0,25±0,12 0,25±0,11 0,32±0,16 0,3±0, Мышцы - - - Жабры - - 0,09±0,016 0,08±0, Кишечник 0,4±0,23 0,5±0,15 0,6±0,21 0,63±0, Мозг 0,25±0,13 1,43±0,17 1,58±0,14 3,27±0, Кол-во особей 22 24 21 Из приведенных в таблице 2 данных следует, что в органах и тканях гидробионтов наибольшая концентрация меди наблюдается в зимний пе риод, что можно объяснить изменением многих физических и гидрохими ческих показателей водной среды по сравнению с летним периодом.

Значительно увеличивается концентрация меди в мозгу исследуемых особей (в 5-7 раз) в зимний период. Из литературных источников следует, что для мозга вообще характерно высокое содержание меди.

Значительно содержание меди в жабрах рыб, так какк они непосред ственно контактируют с водной средой и постоянно омываются новыми порциями воды, содержащими различные формы меди, как более, так и менее токсичные. Таким образом, жабры постоянно аккумулируют металл.

А так как металл проникает в организм в основном в виде свободных ио нов и некоторых других мобильных форм, то медь, закомплексованная ор ганическим и другими веществами, не только теряет токсичность, но за частую становится практически неусвояемой для организма.

Следовательно, токсичность меди для рыб зависит от наличия в воде в первую очередь ионных ее форм.

Так как в воде р. Свияги медь присутствует не только в связанной, но и в ионной форме, то значительно ее содержание и в тканях и органах ис следуемых организмов. Очевидно, что при увеличении содержания меди в ионной форме, концентрация ее в тканях и органах рыб также возрастет, что и наблюдается в зимний период. То есть, темпы поглощения меди на ходятся в обратной зависимости от присутствия в воде хелатов и неорга нических ионов и в прямой – от времени воздействия и концентрации.

Таким образом, при поступлении меди в воду р. Свияга растворенное органическое вещество даже при значительных его количествах не в со стоянии полностью связать наиболее токсичные ионные формы меди до того, как они начнут поглощаться организмами. Вследствие этого кон кретные экотоксикологические последствия поступления меди в водную систему будут определяться и скоростями их комплексообразования с рас творенным органическим веществом.

Найденную концентрацию меди в кишечнике рыб, выловленных в воде р. Свияга, нельзя считать каким-либо критерием оценки токсичности металла, так как концентрация металла в данном случае в большой степени зависит от состава пищи, от химической формы поступившего в кишечник металла (он может быть в недоступной форме). К тому же, скорость посту пления меди в организм гидробионтов пропорциональна концентрации свободного иона, а не общей концентрации металла.

Из полученных данных следует, что с возрастом и увеличением раз меров организмов наблюдается понижение концентрации меди в мышцах, а также скелете (таблица 2).

В воде р. Инза, тем не менее, даже при следовых количествах меди в воде, она присутствует в незначительных количествах в органах и тканях гидробионтов (исключая мозг рыб). Это можно объяснить тем, что медь, являясь микроэлементом, входит в состав ряда функциональных систем организма и играет важное роль в поддержании нормальной жизнедея тельности гидробионтов. Тем не менее, данный элемент не обнаружен в мышцах гидробионтов, а в летний период – и в жабрах.

Так как медь в воде р. Инза присутствует в следовых количествах, то нахождение ее в кишечнике организмов можно объяснить составом по требленной пищи.

Следовательно, вследствие высокой буферной емкости р. Инза, медь не оказывает какого-либо токсического действия на рыб.

Таким образом, р. Свияга и р. Инза сильно различаются по физико химическим и гидрохимическим параметрам, а это во многом определяет и уровни содержания меди в органах и тканях гидробионтов, следовательно, и токсичность ее для водных организмов.

Большинство гидрохимических показателей воды р. Свияга в 2 раза и более раз превышают аналогичные показатели воды р. Инза (за исключе нием Feобщ.).

Не смотря на высокую концентрацию меди в воде р. Свияга, концен трация меди в донных отложениях ниже, чем таковая в р. Инза. Возможно, это можно объяснить тем, что в р. Инза низкое содержание гумусовых ве ществ и медь аккумулируется в донных отложениях, а также адсорбирует ся гидроксидами Fe ( ). А в р. Свияга органика, в том числе и гумусовые вещества, адсорбируют значительную часть меди, следовательно, меньшее ее количество аккумулируется в донных отложениях. Таким образом, да же незначительное повышение концентрации меди в воде р. Свияга непо средственно отражается на ее содержании в органах и тканях рыб, так как нет возможности всю медь связать в недоступные для организмов ком плексы, что хорошо видно из приведенных в таблицах данных.

В целом, как видно из полученных данных, с ростом температуры среды токсичность растворенной меди для гидробионтов возрастает, что и наблюдается в летний период.

Нужно помнить также о том, что значительное накопление металла токсиканта в донных отложениях может стать причиной вторичной ток сичности вод.

Не маловажную роль играет и скорость течения рек. Так как водная среда в р. Свияга менее динамична, то и физико-химические параметры изменяются медленнее, чем в р. Инза, и, соответственно, накопление меди в различных компонентах среды р. Свияга идет более интенсивно.

Таким образом, токсический эффект меди напрямую связан с физи ко-химическими параметрами водной среды основными из которых явля ются температура, рН, жесткость, щелочность, присутствие комплексооб разующих веществ.

По результатам исследований можно заключить, что темпы погло щения меди гидробионтами находятся в обратной зависимости от присут ствия в воде хелатов и неорганических ионов и в прямой – от времени воз действия и концентрации.

Полученные данные свидетельствуют о том, что максимальной ток сичностью обладают ионные формы меди, при переходе которых в устой чивые высокомолекулярные комплексы токсичность их резко уменьшается вплоть до полной нетоксичности. Поэтому и степень токсичности меди в природных водах необходимо оценивать, исходя не из общей ее концен трации, а из расчета количества металла, содержащегося в воде, прежде всего в ионных формах.

ЛИТЕРАТУРА Бингам Ф.Т., Коста М., Эйхенбергер Э. и др. Некоторые вопросы токсич 1.

ности ионов металлов. Пер. с англ./ Под ред. Х. Зигель, А. Зигель. – Мо сква.: Мир, 1993. – 368 с.

Будников Г.К. Тяжелые металлы в экологическом мониторинге водных 2.

систем // Соросовский образовательный журнал, 1998. – №5. – С. 23-29.

Контроль химических и биологических параметров окружающей среды. – 3.

СПб.: Эколого-аналитический информационный центр «Союз», 1998. – 896 с.

Майстренко В.Н., Хамитов Р.З., Будников Г.К. Экологический монито 4.

ринг суперэкотоксикантов. М.: Химия, 1996. – 320 с.

Манорик П.А. Разнолигандные биокоординацилнные соединения метал 5.

лов в химии, биологии, медицине / АН Украины, Ин-т физ. Химии им.

А.В. Писаржевского. Киев: Наук. Думка, 1991. – 270 с.

6. Мур Дж., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. М.: Мир, 1987. – 286 с.

7. Никаноров А.М., Жулидов А.В. Биомониторинг металлов в пресновод ных экосистемах. Л.: Гидрометеоиздат, 1991. – 312 с.

8. Николаев С.Г., Елисеев Д.А. и др. Экологический мониторинг малых рек // Инженерная экология, 1995. – №3 – с. 54-61.

9. Янин Е.П. Экологическая геохимия и проблемы биогенной миграции химических элементов 3-го рода // Техногенез и биогеохимическая эво люция таксонов биосферы: Труды биогеохимической лаборатории. М.:

Наука, 2003. – С. 37-75.

ИССЛЕДОВАНИЕ ГИДРОХИМИЧЕСКИХ ПОКАЗАТЕЛЕЙ КАЧЕСТВА ВОДЫ КУЙБЫШЕВСКОГО ВОДОХРАНИЛИЩА Л.В. Коновалова, О.А. Завальцева luba64-23@mail.ru Водные ресурсы – один из важнейших компонентов биосферы. Ог ромные масштабы коммунального, сельскохозяйственного и промышлен ного использования вод в настоящее время требуют жесткого регулирова ния сброса стоков в водоемы, что отражено в соответствующих законода тельных актах.

В целом, формирование химического состава природных вод опре деляют в основном две группы факторов:

прямые факторы, непосредственно воздействующие на воду 1.

(т.е. действие веществ, которые могут обогащать воду растворенными со единениями или, наоборот, выделять их из воды), - состав горных пород, живые организмы, хозяйственная деятельность и др.;

косвенные факторы, определяющие условия, в которых проте 2.

кает взаимодействие веществ с водой: климат, рельеф, гидрологический режим, растительность, гидрогеологические и гидродинамические условия и пр.

Большинство исследовательских работ эколого-гидрогеохимической тематики посвящены главным образом констатации факта загрязнения ок ружающей среды химическими элементами.

В настоящее время урбанизация является мощным фактором воздей ствия на состояние природных водных систем, что приводит к их значи тельным преобразованиям, зачастую негативным.

Современный город является территорией, где преобразование при родной среды проявляется наиболее интенсивно и разнообразно. Город ские системы имеют ряд специфических особенностей: высокие плотность населения и уровень техногенной нагрузки, максимальная насыщенность транспортного потока, концентрация на относительно небольшой площади источников энергетического и химического воздействия на компоненты природной среды, деградация почвенного покрова, истощение и загрязне ние поверхностных и подземных вод и др. Выражение влияния состояния окружающей среды на экосистемы через биогеохимические и другие кри терии весьма актуально для городских агломераций.

Значительные преобразования происходят в реках промышленно урбанизированных районов. Особенно отчётливо изменения наблюдаются в условиях водохранилищ. Многочисленные и разнообразные по своим ха рактеристикам источники загрязнения обуславливают формирование в речных водах интенсивных полиэлементных геохимических аномалий, проявляющихся как в растворе вод, так и во взвешенном веществе. Хими ческие элементы, мигрирующие в речных водах в растворенных и взве шенных формах, характеризуются резко выраженной пространственно временной неоднородностью распределения их концентраций. В зонах техногенного загрязнения резко нарушается относительная пространст венно-временная стабильность взвешенных и растворенных форм мигра ции элементов. Для многих металлов наблюдается направленная транс формация баланса форм. Наиболее протяженные геохимические аномалии наблюдаются в речных отложениях, в формировании которых ведущую роль играют процессы осаждения речной взвеси, обогащенной химически ми элементами. Это определяет необходимость исследования процессов современного осадконакопления в реках.

Одними из важнейших особенностей Куйбышевского водохранили ща (как и многих других водохранилищ) являются: зарегулированность стока в результате организации водохранилища;

многофункциональные типы ландшафтов водосборного бассейна, испытывающих на протяжении длительного времени антропогенное воздействие сельскохозяйственной, нефтедобывающей, энергетической промышленности, и т.д.

Особую значимость представляет организация мониторинговых ра бот за качеством и объемом транзитных вод, поступающих в акваторию с сопредельных территорий. Информация о транзитных водах крайне огра ничена, поэтому целесообразно расширение программы экологического мониторинга с включением гидрогеохимических створов в пограничных районах (выше по течению р. Волга на границе республики Татарстан и Ульяновской области, и ниже по течению р. Волга на границе с Самарской областью).

При этом особое значение имеет использование оптимального спек тра пространственно-распределенных показателей структурно функциональной организации сообществ, а также параметров биогеохими ческих процессов на территории водосбора рек. Эти показатели должны реально отражать экологическое состояние водоема, и в этом смысле мож но исключить некоторые показатели (например, алюминий в донных от ложениях, ионы калия и натрия в воде и др.), являющиеся конституцион ными компонентами гидросистем.

Под качеством воды в целом понимается характеристика её состава и свойств, определяющая её пригодность для конкретных видов водопользо вания, при этом критерии качества представляют собой признаки, по кото рым производится оценка качества воды.

Экосистемы Куйбышевского водохранилища в настоящее время ис пытывают значительную антропогенную нагрузку, наиболее сильно про являющую ниже крупных населённых пунктов и крупных промышленных центров. В настоящее время оценка качества вод затруднена и базируется на сравнении средних концентраций, наблюдавшихся в пункте контроля качества вод, с установленными ПДК по каждому отдельному ингредиен ту. Это приводит к тому, что в различных справочно-информационных ма териалах приходится перечислять наименование веществ, степень превы шения ПДК и т.п. Особое затруднение возникает в случае, если необходи мо отразить тенденцию качества вод за несколько лет, когда на одном и том же участке водного объекта у части ингредиентов концентрации сни жаются, а у других показателей содержание возрастает. Именно поэтому предпринимается попытка ввести комплексную оценку качества вод.

Целью настоящей работы было исследование экологического со стояния Куйбышевского водохранилища на территории Ульяновской об ласти.

Объектами исследования являлись природная вода, донные отложе ния, фитопланктон и бентос, отобранные в бассейне р. Волга на террито рии Ульяновской области в 3-х створах:

1) Куйбышевское водохранилище ниже г. Ульяновска (в 2 км ниже г. Ульяновска, на правом берегу - п. им. Карамзина, середина реки и на ле вом берегу - п. Красный Яр);

2) устье р. Большой Черемшан (Черемшанский залив Куйбышевско го водохранилища, на правом берегу - п. Белоярский - остров, середина ре ки и на левом берегу - остров - с. Чувашский Сускан);

3) р. Волга на границе с Самарской областью (на правом берегу - п.

Русская Бектяшка, середина реки и остров Борок (Ближний).

Для проведения обследования экологического состояния компонен тов водной среды в бассейне р. Волга на территории Ульяновской области в вышеуказанных створах было отобрано по 3 пробы природной воды и донных отложений и по 2 пробы фитопланктона и зообентоса.

Каждый створ был установлен согласно ГОСТу 17.1.3.07-87 «Охрана природы. Гидросфера. Правила контроля качества воды водоемов и водо токов».

Створ №1 (ниже г. Ульяновск в 2 км) выбран с целью определения влияния на гидрохимический режим вод Куйбышевского водохранилища объектов г. Ульяновска, а также других объектов, расположенных выше по течению (до границы с Татарстаном). На этом расстоянии происходит дос таточно полное смешение сточных вод промышленных объектов города, ливневых стоков и городских очистных сооружений г. Ульяновска с вода ми Куйбышевского водохранилища.

Створ №2 (устье Черемшанского залива - впадение в р. Волгу прито ка первого порядка - р. Большой Черемшан) выбран с целью определения влияния на гидрохимический режим вод Черемшанского залива объектов г. Димитровграда и других объектов, расположенных в бассейне реки.

Этот участок р. Волга является наиболее эвтрофированным, что подтвер ждается литературными данными [2]. С другой стороны, этот створ харак теризует зону полного смешения воды двух различных по гидрохимиче скому составу и антропогенной нагрузке рек - Волги и Большого Черем шана.

Створ № 3 (остров Борок) выбран с целью определения гидрохими ческого режима вод Куйбышевского водохранилища в трансграничных ус ловиях. Целесообразность выбора этого створа определяется его гранич ным положением между Ульяновской и Самарской областями.

При отборе проб природной воды для определения гидрохимических показателей качества на каждом створе устанавливалось три вертикали.

При этом первая вертикаль расположена на расстоянии 0,2 км от левого берега, вторая вертикаль - на середине реки и третья вертикаль - 0,2 км от правого берега.На каждой вертикали устанавливалось по одному горизон ту - 0,3 м от поверхности воды.

Пробы донных отложений на створах отбирались в двух точках на расстоянии 200 м от берегов.

Отбор проб фитопланктона проводился в 3-х точках, в которых от биралась вода, а бентос - в 2-х точках, где отбирались донные отложения.

Отбор проб на гидрохимические и гидробиологические показатели проводился в соответствии со следующими нормативными документами и литературным источником:

ГОСТ 17.1.3.07-87 «Охрана природы. Гидросфера. Правила кон троля качества воды водоемов и водотоков», ГОСТ Р 51592-2000 "Вода. Общие требования к отбору проб", ИСО 5667/1-82 "Качество воды. Отбор проб. Часть 2. Руководство по методам отбора проб", ИСО 5667/3 "Качество воды. Отбор проб. Часть 3. Руководство по хранению и обработке проб", ГОСТ 17.1.5.01- 80 “Охрана природы. Гидросфера. Общие требо вания к отбору проб донных отложений водных объектов для анализа на загрязненность”, “Руководство по методам гидробиологического анализа поверхно стных вод и донных отложений” под редакцией канд. биол. наук Абакумо ва В.А., Ленинград, Гидрометеоиздат, 1983.

В отобранных пробах воды определялись следующие гидрохимиче ских показателя: водородный показатель рН, взвешенные вещества, сухой остаток, БПК5, хлориды, сульфаты, аммоний-ион, нитраты, нитриты, неф тепродукты, фосфаты, СПАВ (анионноактивные), кальций, никель, цинк, свинец, марганец, хром общий, ртуть общая, алюминий, фенол, гексахлор циклогексан, ДДТ [3, 4].

В отобранных пробах донных отложений определялось содержание 13 ингредиентов: нефтепродукты, железо (валовая и подвижная формы), медь (валовая и подвижная формы), никель (валовая и подвижная формы), цинк (валовая и подвижная формы), свинец (валовая и подвижная формы), марганец (валовая и подвижная формы), хром (валовая и подвижная фор мы), ртуть (валовая форма), алюминий (подвижная форма), кадмий (вало вая и подвижная форма), фенол, гексахлохциклогексан, ДДТ [3].

Отобранные пробы фитопланктона и зообентоса оценивались по показателям: для фитопланктона - общая численность, общее число видов, общая биомасса, массовые виды, индекс сапробности;

по зообентосу - об щая численность, число видов, общая биомасса, массовые виды, биотиче ский индекс по Вудивису [1, 2].

На основе анализа полученных данных было установлено:

1) В 9-и пробах природной воды по гидрохимическим показателям выявлено превышение предельно-допустимых концентраций вредных ве ществ.

2) Анализ проб донных отложений показал наличие хлорорганиче ских пестицидов и превышение содержания тяжелых металлов. На накоп ление поллютантов в донных отложениях влияют гидрологические харак теристики водного объекта: скорость течение реки, глубина, а также нали чие водной растительности, количество аллохтонного и автохтонного ор ганического вещества и т.д. К Основным источникам, формирующим дон ные осадки, относятся переотложенные почвенные горизонты и почвооб разующие породы, поступающие в водоем за счет абразии берегов и эро зийных процессов, организованные и неорганизованные выпуски источни ков загрязнения [5].


3) Анализ данных по числу видов, биомассе и численности фито планктона позволяет заключить, что с возрастанием уровня рН закономер но падает число видов и биомасса всего фитопланктона, кроме группы зе леных водорослей, число и биомасса которых возрастает (массовым видом является Spirogira). Индекс сапробности в период исследований незначи тельно снижается, но, тем не менее, остается в пределах -мезосапробной зоны.

4) Данные по числу видов, биомассе и численности массовых видов зообентоса позволяют заключить, что с возрастанием уровня рН их значе ния закономерно снижаются, кроме группы олигохет, чьи показатели воз растают, что может быть вызвано органическим загрязнением и низким перемешиванием вод.

Результаты выполненных исследований показывают необходимость комплексного систематического контроля и анализа состояния экосистем региона, позволяющих осуществить прогноз экологической обстановки, выдачу рекомендаций по достижению экологической безопасности, устой чивому эколого-экономическому развитию и направлениям социально экологической реабилитации территорий. Прежде всего, это сокращение сбросов сточных вод с помощью увеличения мощности и усовершенство вания технологий очистных сооружений, а ввода в действие замкнутого цикла водопотребления и водоотведения, реконструкция предприятий.

Таким образом, проблема оценки экологического состояния водо хранилищ в пределах городских территорий с учетом перераспределения поллютантов между компонентами водной системы является на сегодняш ний день очень актуальной и своевременной.

ЛИТРАТУРА 1. Методические рекомендации по сбору и обработке материалов при гидробиологических исследованиях на пресноводных водоемах. Зоо планктон и его продукция. – Л.: ГосНИИОРХ, 1984.

Охапкин А.Г. Видовой состав фитопланктона как показатель условий 2.

существования в водотоках разного типа / Ботанический журнал, 1998.

– Т. 83 (9). – С. 1-13.

Руководство по методам гидробиологического анализа поверхностных 3.

вод и донных отложений. – Л.: Гидрометеоиздат, 1983. - 239 с.

Унифицированные методы исследования качества вод. Часть III. Мето 4.

ды биологического анализа вод. – М.: Издательство СЭВ, 1976. - 185 с.

Современные фундаментальные проблемы гидрохимии и мониторинга 5.

качества поверхностных вод России, г. Азов.

5.БИОЛОГИЯ И МЕДИЦИНА МОРФОФУНКЦИОНАЛЬНОЕ СОСТОЯНИЕ НЕЙТРОФИЛОВ ПЕРИФЕРИЧЕСКОЙ КРОВИ ПО ДАННЫМ СКАНИРУЮЩЕЙ ЗОНДОВОЙ МИКРОСКОПИИ Абакумова Т.В., Воронова О.С., Генинг С.О.

taty-abakumova@yandex.ru С.Н.Плесковой с соавт. (2001) практически впервые установила с ис пользованием сканирующей зондовой микроскопии (СЗМ) феномен функ циональной дискретности нейтрофилов (Нф). Авторы показали, что при данном методе исследования на определяемые размеры клеток влияет спо соб их фиксации.

Целью исследования была оценка морфофункционального состояния Нф при различных способах фиксации.

Нф выделяли из венозной крови путем центрифугирования на двой ном градиенте фиколла-урографина, и ресуспендировали в забуференном физиологическом растворе. Дрожжевые клетки использовали в концентра ции 2,5х108/мл. Поверхности Нф исследовали на сканирующем зондовом микроскопе Smena A (Зеленоград) в полуконтактном режиме. Использова лись фирменные кремниевые зонды с жесткостью 0,20 N/m. Радиус за кругления кончика зонда составлял примерно 50 nm.

Было установлено, что интактные Нф, фиксированные глутаровым альдегидом, не обезвоживаются и не распластываются по стеклу, сохраня ют четкие границы клеток, ядра;

гранулы определяются менее четко (рис.1).

Рис.1. Топография поверхности ин- Рис.2. Топография поверхности ин тактного нейтрофила, фиксирован- тактного нейтрофила, фиксирован ного глутаровым альдегидом (3D) ного метанолом (3D) При фиксации Нф метанолом, клетки теряют воду и распластывают ся по стеклу (рис.2).

После инкубации Нф с клетками дрожжей происходило формирова ние псевдоподий (рис.3).

Метод СЗМ не ограничивается наблюдением морфологии интактной клетки.

А. Б.

Рис.3. Топография поверхности нейтрофила, после внесения культуры дрожжевых клеток (А-3D, Б-2D). Фиксация метанолом.

Таким образом, способ фиксации может определять топографию Нф при использовании СЗМ.

Работа поддержана грантом ФЦП «Научные и научно педагогические кадры инновационной России на 2009-2013», ГК№П338 от 7.05. МОРФОФУНКЦИОНАЛЬНОЕ СОСТОЯНИЕ ЭРИТРОЦИТОВ МЛЕКОПИТАЮЩИХ ПРИ ВЛИЯНИИ ВЫСОКОИНТЕНСИВНОГО ФЕМТОСЕКУНДНОГО ЛАЗЕРНОГО ИЗЛУЧЕНИЯ Генинг Т.П., Золотовский И.О., Нагорнов Ю.С., Арсланова Д.Р., Абакумо ва Т.В., Воронова О.С., Полуднякова Л.В.

Naum-53@yandex.ru Особенности биологического объекта и параметры лазерного излучения будет определять эффект воздействия лазера на данный объект [2,3]. Фемтосекундные лазеры – идеальный инструмент для управления процессами в физических, химических и биологических системах, так как с помощью коротких (10-15с) оптических импульсов можно контролируемо возбуждать молекулы и атомы и наблюдать происходящие процессы. У них есть преимущества перед высокоинтенсивными лазерами предыдущего поколения. Во-первых, если импульс очень короткий, тепло от вспышки не успевает передаться окружающим тканям. Во-вторых, и это тоже очень важно, у лазера со сверхкороткими вспышками высокая плотность мощности. Именно от этой плотности зависит воздействие лазера на вещество.

Известно, что при лазерном облучении клеток крови in vitro отмече на высокая фоточувствительность эритроцитов, содержащих естественный пигмент гемоглобин и обладающих большой светопоглощающей способ ностью [1].

Функциональное состояние эритроцитов определяет эффективность участия клеток в локальной регуляции кислородообеспечения тканей, а вся совокупность эритроидной популяции в тканевом микроциркуляторном русле является ключевым звеном сопряжения местных тканевых и инте гральных систем регуляции структурно-функционального гомеостаза [4].

Целью исследования была оценка влияния фемтосекундного лазер ного излучения на морфо-функциональное состояние эритроцитов.

МЕТОДИКА ЭКСПЕРИМЕНТА Для приготовления клеточной суспензии 50 мкл взвеси эритроцитов крыс разбавляли 50 мкл изотонического раствора хлорида натрия (количе ство эритроцитов во взвеси составляло от 9,121012 до 12,641012). Облу чение суспензии эритроцитов проводилось в кювете на расстоянии 3 см и см излучением фемтосекундного лазера с длиной волны 1,55 мкм в раз личных экспозициях (1, 3, 5, 7, 9 минут). Средняя интенсивность лазерного излучения составляла 0,00442 Вт/см2, а пиковая интенсивность – 21231, Вт/см2 при высоте облучения 3 см, 0,00159 Вт/см2 и 7643,5 Вт/см2, соот ветственно, при высоте облучения 5 см. В качестве контроля брали необ лученную суспензию клеток крови.

В эритроцитах определялись активность каталазы по Карпищенко А.И. (1999), в надосадке эритроцитов - уровень гемоглобина (Hb) гемигло бинцианидным методом. Статистическая обработка данных проводилась в программе Stata 6.0, использовался непараметрический критерий Манна Уитни.

Исследование морфологии эритроцитов проводилось с использова нием атомно-силовой микроскопии (АСМ) на сканирующем зондовом микроскопе в полуконтактном режиме на воздухе.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ Проведенные исследования показали, что с первых минут воздейст вия фемтосекундного лазерного излучения наблюдается повышение ак тивности каталазы на 13,77 % (при воздействии на расстоянии 3 см) и на 0,94% (при воздействии на расстоянии 5 см) относительно контроля. Даль нейшее воздействие лазерного излучения ведет к последовательному уве личению уровня каталазы в эритроцитах, максимально увеличиваясь на минуте (на 39,5%) при расстоянии воздействия 3см и на 9 минуте ( 37,77%) при расстоянии воздействия 5 см. Различное увеличение активности фер мента, возможно, обусловливается разной интенсивностью (как пиковой, так и средней) лазерного излучения при различной высоте воздействия.

Наблюдаемая в наших экспериментах активация каталазы (рис.1), обусловленная однократным воздействием фемтосекундного лазерного из лучения в разных временных экспозициях, может быть результатом усиле ния антиоксидантной активности в эритроцитах, что, возможно, является следствием развития окислительного стресса под воздействием излучения.

ммоль/мин/л на расстоянии 3 см 2 на расстоянии 5 см контроль 1 3 5 7 время облучения, мин Рис. 1. Активность каталазы в эритроцитах в зависимости от времени облучения Одновременно результаты определения следов гемоглобина в надо садке показали его повышение во всех случаях относительно контрольной пробы (рис.2). Концентрация гемоглобина в контроле – наименьшая (1,82±0,39 г/л), а в опытных образцах варьирует, незначительно понижаясь относительно предыдущего на 5 и 9 минутах лазерного воздействия (как на расстоянии 3, так и 5 см), максимально достигая 5,31±0,94. Увеличение ко личества свободного гемоглобина говорит о полном или частичном разру шении мембраны эритроцитов, в связи с чем фермент выходит наружу.

Уровень гемоглобина в эритроцитах у крыс в норме составляет 160 г/л.

концентрация,г/л 3 на расстоянии 3см 2 на расстоянии 5см контроль 1 3 5 7 время облучения, мин концентрация,г/л 3 на расстоянии 3см 2 на расстоянии 5см контроль 1 3 5 7 время облучения, мин Рис. 2. Уровень гемоглобина (Hb) в надосадке при различном времени ла зерного облучения суспензии эритроцитов Таблица 1. Изменение уровня гемоглобина в надосадке и каталазы в эрит роцитах крови в зависимости от интенсивности и временной экспозиции лазерного облучения t, мин 3cм 5cм гемоглобин гемоглобин каталаза каталаза L, (Нb) (Нb) (n=6) (n=6) см (n=6) (n=6) контроль 9,58±2,23 1,82±0,39 9,58±2,23 1,82±0, 1 мин 10,9±1,41 2,90±0,04 9,67±1,30 4,72±0,68* 3 мин 11,41±1,21 4,22±0,68* 12,00±1,28 4,74±0,68* 5 мин 13,36±1,73 3,82±0,64* 11,42±1,41 4,34±0,61* 7 мин 12,79±1,29 5,31±0,94* 11,66±1,15 5,22±0,68* 9 мин 12,21±0,90 4,21±0,37* 12,72±1,74 5,09±0,70* * - р0,05;


данные статистически значимо отличаются от контрольных, со гласно критерию Манна-Уитни.

Представленные на рисунке ниже изображения (рис.3) демонстри руют характерные изменения формы индивидуальных эритроцитов с уве личением времени облучения. При малом времени облучения (1 -3 мину ты) наблюдается изменение формы эритроцита: характерная для эритроци та форма дискоцит переходит в эхиноцит (рис.3.1и 3.2). Трансформация дискоцит — эхиноцит начинается с нарушения контура двояковогнутой структуры эритроцита с последующим появлением грубых выростов сна чала по окружности диска, а затем по всей поверхности клетки.

Дальнейшее увеличение времени облучения приводит к тому, что эритроцит принимает в основном сферическую форму (рис. 3.3.). При снижении метаболизма клетка теряет часть выростов, что фактически представляет собой потерю целых кусков мембраны, биохимически это как раз можно установить по следам гемоглобина в надосадке. С потерей мем бранного вещества трансформация становится необратимой — образуется сфероцит. Также на фотографиях наблюдаются другие типы трансформа ции, в частности, стоматоциты (рис 3.4.) 1 2 3 1 2 3 Рис. 3. Форма эритроцитов: 1 – дискоцит, 2 – эхиноцит, 3 – сфероцит, - стоматоцит Таким образом, излучение фемтосекундного лазера активирует ка талазу эритроцитов, снижает их осмотическую резистентность, способст вует изменению формы эритроцитов. Установлена зависимость выявлен ных изменений от продолжительности и интенсивности лазерного излуче ния.

Работа поддержана грантом ФЦП «Научные и научно педагогические кадры инновационной России на 2009-2013гг» № 1355 от 11.06. ЛИТЕРАТУРА 1. Инюшин В.М. Биологическое действие лазерного облучения / В.М.

Инюшин, В.П. Шабаев // Межвуз. сборник Куйбышев: Куйб. гос. ун-т, 1984. - С. 23-29.

2. Козлов В.И. Дозирование лазерного излучения / В.И.Козлов, В.А.Буйлин, А.Р.Евстигнеев // Применение низкоинтенсивных лазеров в клинической практике. – М.: ГНЦ лазерной медицины, 1997. - С. 18-23.

3. Полонский А.К. О некоторых проблемах лазерной терапии / А.К. По лонский // Проблемы лазерной медицины: материалы IV Междунар. конгр.

– М.-Видное, 1997. – С. 151.

4. Шилов В.Н. Молекулярные механизмы структурного гомеостаза. / В.Н.

Шилов;

М.: Интерсигнал, 2006. - 288 с.

ИННОВАЦИОННЫЕ ТЕХНОЛОГИИ ДЛЯ ДИАГНОСТИКИ В МЕДИЦИНЕ А.И. Кусельман, Ю.Н. Басырова, В.В. Светухин, Б.Б. Костишко, Ю.С Нагорнов., И.Ю. Матвеева, М.М. Джанджгава, Г.О. Рознер basyrovayu@yandex.ru В последние годы благодаря появлению нанотехнологий диагности ка в медицине продвинулась на существенно новый уровень – мир наност руктур. Столь распространенное в настоящее время понятие «нанотехно логий» столетия назад казалось недостигаемым, однако человечество не укоснительно шло по пути открытия наноструктур.

Первые исследователи наблюдали микромир, использую лишь есте ственную оптическую систему, доставшуюся им от природы, однако глаз способен различать детали объекта, отстоящие друг от друга не менее чем на 0,08 мм. Затем человечество стало открывать инструменты, позволяю щие заглянуть в неизведанный мир. При археологических раскопках в Древнем Вавилоне находили двояковыпуклые линзы — самые простые оп тические приборы, линзы были изготовлены из отшлифованного горного хрусталя. В конце XVII века был изобретен микроскоп, который к концу XIX века достиг предела своего разрешения - с помощью светового микро скопа можно видеть детали, расстояние между которыми составляет до 0, мкм. Следующим этапом погружения в глубь микромира стал электрон ный микроскоп, позволивший получить разрешение до 0,1-0,01 нм.

В конце 20 века человечеству казалось, что достигнут предел воз можностей, но в 1959 году профессор Ричард Фейнман в своей знаменитой лекции «There’s Plenty of Room at the Bottom» показал перспективы для развития [1,2]. И уже в 1981 году Герд Биннинг и Хайнрих Рорер создают сканирующий туннельный микроскоп, который позволил ученым увидеть отдельный атомы. Через пять лет после этого изобретения один из его раз работчиков Г. Биннинг совместно с К. Куэйтом и К. Гербером разработали новый тип микроскопа, который назвали атомно-силовым микроскопом (АСМ).

АСМ позволяет наблюдать рельеф поверхности с большим про странственным разрешением — несколько ангстрем вдоль поверхности и сотые доли ангстрема по высоте, с его помощью удалось увидеть трехмер ную структуру микромира [1,2,3].

ПРИНЦИП РАБОТЫ АТОМНО-СИЛОВОГО МИКРОСКОПА Атомно-силовая микроскопия – вид зондовой микроскопии, в основе которого лежит силовое взаимодействие атомов. На расстояниях около од ного ангстрема между атомами образца и атомом зонда (кантилевера) воз никают силы отталкивания, а на больших – силы притяжения. Идея уст ройства очень проста — кантилевер, перемещаясь относительно поверхно сти и реагируя на силовое взаимодействие, регистрирует ее рельеф. На ос новании прибора укреплен цилиндр, в котором находится сканер — пьезо электрическая керамика, изменяющая свои размеры при приложении элек трического поля. В верхней части цилиндра крепится исследуемый обра зец, который сканер может перемещать в трех взаимно перпендикулярных направлениях. В горизонтальной плоскости образец сканируется по стро кам: пройдя одну, он смещается на следующую строчку. Обычно таких строк 512, время движения вдоль строки может варьироваться примерно от 1 до 0,02 с, а длину строки в самом распространенном сканере можно вы брать от ~10 нм до ~10 мкм (рис.1) [4,5].

Рис. 1 Схематическое изображение зондового датчика АСМ [1].

В зависимости от типа взаимодействия АСМ может работать в одном из следующих режимов. В контактном режиме (соответствует области от талкивания на графике межатомных сил) зонд прижимается к образцу, и его отклонение вызвано взаимным отталкиванием атомов острия иглы и поверхности в результате перекрывания их электронных оболочек и куло новского отталкивания ядер. В бесконтактном режиме (соответствует об ласти притяжения на графике межатомных сил) АСМ отслеживает притя гивающие ван-дер-ваальсовые силы между острием сканирующей иглы и образцом. Зазор между острием и образцом обычно составляет 5-10 нм.

Промежуточное положение между контактным и бесконтактным занимает режим периодического кратковременного контакта иглы с поверхностью в процессе сканирования, так называемый режим «обстукивания» (tapping mode). В этом режиме консоль колеблется на собственной резонансной частоте с высокой амплитудой порядка 50-100 нм. При таких амплитудах игла соприкасается с поверхностью в момент максимального отклонения консоли вниз от положения равновесия, что существенно изменяет часто ту, фазу и амплитуду его колебаний. Режим «обстукивания» ха Рис. 2 Эритроцит крови человека (ребенок Р., возраст 5 дней), выполнен Басыровой Ю.Н., Костишко Б.Б. на Сканирующем зондовом микроскопе Smena A (НТ-МДТ, Россия).

рактеризуется более высоким разрешением в горизонтальной плоскости по сравнению с контактным режимом.

Помимо непосредственного исследования структуры поверхности ме тодом контактной АСМ, можно регистрировать силы трения и адгезион ные силы. В настоящее время разработаны многопроходные методики, при которых регистрируется не только топография, но и электростатическое или магнитное взаимодействие зонда с образцом. С помощью этих мето дик удается определять магнитную и электронную структуру поверхности, строить распределения поверхностного потенциала и электрической емко сти, и т.д. Для этого используют специальные «кантилеверы» с магнитны ми или проводящими покрытиями. АСМ также применяются для модифи кации поверхности. Применение жидкостной атомно-силовой микроско пии позволяет локально проводить электрохимические реакции, прикла дывая потенциал между зондом и проводящей поверхностью, что исполь зуется для исследования биологических объектов. Изобретение атомно силовой микроскопии предоставило уникальную возможность исследовать биологические объекты, не используя сложных методов фиксации, при этом применение можно разделить на несколько направлений: визуализа ция с высоким разрешением, оценка локальных механических свойств ис следуемого объекта и диагностика [6].

ПРИМЕНЕНИЕ АСМ В МОРФОЛОГИИ Одними из первых клеточных объектов АСМ являлись эритроциты.

Характерная форма и относительно небольшая толщина обеспечивают весьма прочную их иммобилизацию на обычном предметном стекле. Ис пользование больших полей сканирования позволили получить исчерпы вающую стереометрическую характеристику целых эритроцитов. (рис. 2) Оценка формы эритроцитов имеет значительный практический инте рес, поскольку определяет функциональную состоятельность этой клетки.

Форма может изменяться под влиянием многих внешних факторов, а также в случае некоторых патологий. Takeuci et al получили на фиксированных клетках АСМ-изображение их подмембранного цитоскелета, который оп ределяет форму клетки и может разрушаться, например, при инфекциях [7 11].

В настоящее время с применением АСМ исследованию подвергают ся все клетки периферической крови. АСМ позволяет получать детальные изображения отдельных фрагментов сканируемой поверхности, а, следова тельно — проследить за изменениями цитолеммы клетки на разных стади ях ее жизнедеятельности в реальном времени.

Нередко изменения в клетках крови, принимающих активное участие в защитных механизмах макроорганизма, могут свидетельствовать о пере стройке клеточных структур и подпороговой активации. Для изучения та ких изменений актуален метод АСМ, позволяющий адекватно оценить и появление новых клеточных структур (например, образование псевдопо дий) и различия в размерах клетки. Комбинация оптического и атомно силового микроскопа с методами иммунологического мечения позволяет идентифицировать различные типы лейкоцитов и исследовать особенности их поверхностной организации, в том числе и лигандные комплексы. [8].

АСМ используют также в микроскопии культур клеток тканей огра низма. АСМ-изображения живых кардиомиоцитов, сделанные Shroff et al, выявили центрально расположенное ядро и подмембранные структуры ци тоскелета. Фиксация клеток позволила визуализировать пучки актина на периферии клетки. Эндотелий - однослойный пласт плоских эпителиаль ных клеток, выстилающий кровеносные и лимфатические сосуды. Плоская форма обеспечивает хорошие условия сканирования, поскольку высота клеток не превышает верхнего положения кантилевера. АСМ исследования живой культуры эндотелиальных клеток выявили изменения формы клеток и их цитоскелетных структур под влиянием тока жидкости.

Были также получены АСМ-изображения фенестрированного эндотелия печеночных синусов, описана структура фенестр и динамика их изменений при воздействии различных физиологических и повреждающих факторов.

Применение атомно-силовой микроскопии в гистологии является перспективным направлением для изучения структурных элементов кле ток. Преимуществами АСМ по сравнению с традиционным методом ис следования субклеточных структур – просвечивающей электронной мик роскопией - являются использование менее трудоемких методик подго товки препаратов и возможность проведения измерений в жидких средах и на живых объектах. [19].

По мере развития АСМ в диагностике стали появляться новые поня тия, такие как «клеточная наномеханика», или «клеточная эластография».

Так называются методы визуализации сдвиговых упругих характеристик биологических мягких тканей. Они дополняют традиционные способы ви зуализации неоднородностей тканей и считаются перспективными для ме дицинской диагностики различных патологий. [6].

ИСПОЛЬЗОВАНИЕ АСМ В КЛИНИКЕ Применение АСМ для диагностики в клинической практике ограни чено, что обусловлено отчасти отсутствием широкого распространения атомно-силовых микроскопов и малым количеством информации по воз можностям его применения.

В онкологии свойства АСМ применяются при изучении упругости и адгезивных свойств раковых и нормальных клеток. Опубликованы данные, что упругость мембраны клетки, находящейся на стадии инициации, выше, чем у опухолевой, обнаружено значительное уменьшение силы адгезии малигнизированных клеток и их контактная жесткость. Применение АСМ сможет позволить разработать в будущем новые методики ранней диагно стики и профилактики раковых заболеваний. [12].

Атомно-силовая микроскопия является информативным методом для описательной микробиологии, в частности, позволяет составлять атласы трехмерных изображений бактерий, проводить количественный анализ их морфологических и механических свойств. [13].

В стоматологии предложено использование АСМ для оценки измене ний, происходящих при кариозном поражении зуба. При использовании данного метода в здоровой области зуба обнаружены кристаллы гидро ксиапатита с характерными размерами 4 х 30 нм, в пораженной области данные изменения отсутствовали. Проведение данных исследований по зволит расширить спектр возможностей в разработке профилактики, ран ней диагностики и лечения в терапевтической стоматологии. [20].

Клеменова И.А. предложила использование атомно-силовой микро скопии в дерматовенерологии для изучения изменений кожи при псориазе.

[21] Были выявлены характерные особенности ультраструктуры поверхно сти плазматической мембраны фибробластов и кератиноцитов при псориа зе в виде увеличения микровыростов, перепада высот и шероховатости по верхности, сопровождающиеся нарушением продукции фибронектина.

В педиатрии М.П. Кирпичников и соавторы предложили использовать АСМ для диагностики детских инфекций. Была показана возможность дифференциального определения IgG и IgM с помощью атомно-силовой микроскопии, так образующиеся комплексы антиген-IgG и антиген-IgM имеют различную форму, характерную для каждого из данных изотипов иммуноглобулинов. [23].

АСМ КАК СРЕДСТВО ДИАГНОСТИКИ В КЛИНИЧЕСКОЙ МЕДИЦИНЕ Атомно-силовая микроскопия позволяет визуализировать и подсчи тывать как отдельные белковые молекулы, так и их комплексы. Совмеще ние атомно-силовых детекторов с технологией биоспецифического фи шинга позволяет сконцентрировать специфические молекулы на малой площади и с помощью АСМ подсчитать количество молекул и сдвинуться в область концентрационной чувствительности на уровне единичных мо лекул в литре, то есть к величине обратного числа Авогадро [Ivanov et al,2006]. С помощью АСМ удалось визуализировать широкий спектр водо растворимых белков (иммуноглобулины, ферритин, фосфорилаза, фосфо рилпротеинкиназа) и их комплексов. На комбинации необратимого фи шинга и атомно-силового микроскопа разработаны диагностические сис темы для выявления маркеров заболеваний. Это позволяет использовать молекулярный детектор на базе АСМ для диагностики инфекционных за болеваний (гепатитов В и С), рака, сердечно-сосудистых заболеваний и т.

п. [14-18, 21, 22, 24].

ЗАКЛЮЧЕНИЕ В последние десятилетия зондовая микроскопия прошла путь от ме тодики доступной лишь узкому кругу исследователей до успешно приме няемой в различных областях, при всем этом атомно-силовая микроскопия клеток еще очень далека от состояния рутинной методики. Она сталкива ется с рядом специфических ограничений и трудностей, связанных с самой природой биологических объектов. Тем не менее, АСМ расширяет наши возможности в изучении как клеточных, так и субклеточных структур и в дальнейшем позволит более широко использовать данный метод для диаг ностики инфекционных и неинфекционных патологий у взрослых и детей.

ЛИТЕРАТУРА Миронов В.Л. Основы сканирующей зондовой микроскопии. Москва:

1.

Техносфера. – 2005. – 144 с.

Уильямс Л., Адамс У. Нанотехнологии без тайн. – М.: Эксмо. – 2009. – 2.

368.

Бахтизин Р.З. Сканирующая туннельная микроскопия - новый метод 3.

изучения поверхности твердых тел // Соросовский образовательный журнал. - 2000. - №11. - С. 83- Интернет-сайт учебно-научного центра 4. «Бионаноскопия»:

http://www.nanoscopy.org/ Интернет-сайт компании «НТ-МДТ»: http://www.ntmdt.ru/ 5.

6. Дрозд Е. Новый метод в биомедицинских исследованиях // Наука и ин новации. – 2009. - №10(80).

7. Матюхина Т.Г. Исследование эритроцитов методом атомно-силовой микроскопии // Клиническая лабораторная диагностика. – 1999. - №6. – С.13- 8. Гущина Ю.Ю., Плескова С.Н., Звонкова М.Б. Исследование различий морфологических параметров клеток крови человека методом скани рующей зондовой микроскопии // Поверхность. Рентгеновские, синхо тронные и нейтронные исследования. – 2005. - №1. – С.48-53.

9. Матюхина Т.Г., Шельманов А.И., Чижик С.А. Определение эластиче ских свойств ядер и митохондрий методом атомно-силовой микроско пии // Морфологические ведомости. – 2002. - №3-4. – с.26- 10.Swihart A.H., Mikrut J.M., Kertterson J.B., Macdonold R.C. Atomic force microscopy of the erythrocyte membrane skeleton // J. of microscopy. – 2001. – Vol. 204. – Pp. 212-225.

11.Zaitsev B.N., Durymanov A.G., Generalov V.M. Atomic Force Microscopy of the Interaction of Erythrocyte Membrane and Virus Particles. SPM-2002, Proceedings. P. 12.Дедков В.Г., Дедкова Е.Г. Контактная атомно-силовая спектроскопия онкологических тканей. Письма в ЖТФ. – 2010. – Том 36. Вып. 3.

13.Ю.Ю. Гущина, Л.Н. Олюнина, Т.А. Гончарова, А.П. Веселов, Ю.А.

Мацкова, М.А. Ежевская. Исследование морфологии поверхности кле ток Azotobacter Chroococcum в условиях гипертермии методом Атомно Силовой Микроскопии.

Поверхность. Рентгеновские, синхротронные и нейтронные исследова ния. 2005, N5, с 87- 14.Marie Helene Rouillat, Vincent Dugas, Jean Rene Martin, Magali Phaner Goutorbe.

Characterization of DNA chips on the molecular scale before and after hy bridization with an atomic force microscope. Applied Surface Science (2005) 1765– 15.N.V. Maluchenko, I.I. Agapov, A.G. Tonevitsky, M.M. Moisenovich et al.

Detection of immune complexes using atomic force microscopy.

Biofizika, 2004 Nov-Dec;

49(6):1008-14. Russian.

16.Foster Barbara. Focus on Microscopy: AFM’s New Nanotomography Ex pands 3-D Imaging. American Laboratory. May 2005.

17.S. Soultani-Vigneron, V. Dugas, M.H. Rouillat, J. Fedolliere et al. Immobili sation of oligo-peptidic probes for microarray implementation: Characterisa tion by FTIR, Atomic Force Microscopy and 2D fluorescence. Journal of Chromatography B, 822 (2005) 304–310.

18.Takashi Kodama, Hiroyuki Ohtani, Hideo Arakawa, Atsushi Ikai. Observa tion of the destruction of biomolecules under compression force. Ultramicro scopy 105 (2005) 189–195.

19.Козинская А.В. Атомно-силовая микроскопия субклеточных структур.

Молодежь третьего тысячелетия: XXXIII региональная научно практическая студенческая конференция: тез. докл. – Омск: Изд-во Ом.

гос. ун-та, 2009. – 376 с.

20.Кузнецов К.Ф. АСМ исследование дентина зуба при кариозном пора жении. Молодежь третьего тысячелетия: XXXIII региональная научно практическая студенческая конференция: тез. докл. – Омск: Изд-во Ом.

гос. ун-та, 2009. – 376 с.

21.Клеменова И.А. Клинико-патогенетическая роль структурно функциональной организации плазматических мембран при псориазе.

Автореферат диссертации на соискание ученой степени доктора меди цинских наук. – Москва. – 2008.

22.Клинов Д.В., Прохоров В.В., Неретина Т., Демин В.В и др. Картирова ние ДНК методом атомно-силовой микроскопии. Материалы всерос сийского совещания "Зондовая микроскопия - 1999". Нижний Новгород, 10-13 марта 1999г, ИФН РАН, cтр. 145-151.

23.Кирпичников М.П., Шайтан К.В., Малюченко Н.В., Венедиктова О.А. и др. Молекулярная диагностика детских инфекций методом атомно силовой микроскопии. Наука и технологии России. – 2008.

24.M. F. Luo, Y. L. Yeh, P. L. Chen, C.-H. Nien, Y. W. Hsueh. An atomic force microscope study of thermal behavior of phospholipid monolayers on mica.

The journal of chemical physics 124, 194702 2006.



Pages:     | 1 |   ...   | 4 | 5 ||
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.