CC BY
16УДК 535.372:577.352.465
Е.А.Саратовских1*, Н.Б.Козлова2 ИЗУЧЕНИЕ АККУМУЛЯЦИИ ПЕСТИЦИДОВ В ЖИРНОЙ ФАЗЕ
Институт проблем химической физики РАН, Черноголовка Московской области 2Институт химической физики РАН, Москва
Определены константы распределения октанол/вода ряда пестицидов, широко используемых в практике сельскохозяйственного производства: лонтрел, зенкор, базагран, раундап, кузагард, сетоксидим. Показано, что рассмотренные соединения накапливаются в жирном слое. Изучена кинетика их аккумуляции, рассчитаны скорости накопления в неполярной фазе, которые коррелируют с величинами констант комплексообразования этих же соединений. Причиной биоаккумуляции токсикантов является образование комплексов с жирной фазой (липидной частью) клеточных мембран. Процесс перехода изученных токсикантов в неполярную фазу продолжался со значительной скоростью в течение всего времени наблюдения — 18 месяцев.
Ключевые слова: экотоксиканты — пестициды, липофильность, биоаккумуляция, коэффициент распределения ок-танол-вода.
Введение. Техногенные экотоксиканты — пестициды, являются в настоящее время преобладающими загрязнителями окружающей среды [1—4]. При этом они обладают свойством накапливаться в биологических системах практически всех трофических уровней. В живых организмах — рыба, птицы, планктон, степень биоаккумуляции (отношение количества токсиканта в испытуемом объекте к контрольному образцу) может достигать 1,7-103 раз — хлорпири-фос в рыбе толстоголовый пимефалес Ршер/а1е.ъ ргоше1а.ъ; и даже 1,3-105 раз — ДДТ на том же объекте, согласно данным [5]. Цитоплазматические мембраны — уникальная защитная и функциональная система клетки [6]. Тем не менее, накопление ксенобиотиков происходит, в основном, в липидной части клеточных мембран, путём связывания препаратов с мембранными белками или липидами [7]. Пестициды влияют на структуру и функции мембран, способны разрушать мембранные системы [8, 9]. Серия проведённых нами работ [10—12] выявила роль процессов комплексообразования в механизме действия ксенобиотиков на молекулярном уровне. Однако для всестороннего освещения механизма действия, важно знать с какой скоростью пестициды встраиваются в мембраны живых существ и проникают внутрь клетки. Значительное количество работ посвящено изучению этого вопроса, а также накоплению пестицидов в объектах окружающей среды, в том числе в живых организмах [13—19]. Однако в связи с тем, что большинство работ выполнено на 1—2 веществах, это не придает указанным исследованиям системного характера и требует дополнительного изучения.
* Фрагмент диссертационной работы
Среди разнообразных физико-химических свойств пестицидного препарата, определяющее влияние на характер его взаимодействия с ли-пидным бислоем оказывает липофильность, которую обычно характеризуют с помощью коэффициента распределения октанол-вода (Кос4/НО).
Целью настоящей работы является определение констант распределения пестицидов: лонтре-ла, зенкора, базаграна, раундапа, кузагарда, се-токсидима в системе октанол-вода; скорости их перехода в неполярную фазу и накопления в ней.
Материалы и методы исследования. Коммерческие и номенклатурные названия использованных в работе пестицидов представлены в табл. 1. Изучаемые вещества выделяли из коммерческих препаратов по методу [20].
Для определения константы распределения октанол/вода (Кос4/НО) раствор исследуемого пестицида (10 мл в исходной концентрации) приливали 10 мл октилового спирта. Полученную смесь встряхивали в течение 20 мин, после чего давали отстояться. Концентрацию исследуемого пестицида определяли на спектрометре «8ресогё ЦУ-УК» (производства ГДР) в воде и в октано-ле. Исходные концентрации, длины волн максимума спектра поглощения и коэффициенты экс-тинкции использовавшихся веществ приведены в табл. 1. После первого измерения все смеси переливали в специально сконструированные герметично закрывающиеся сосуды, позволяющие производить отбор проб из верхней — жирной фазы (пипеткой) и нижней — водной фазы (через кран на притёртом шлифе в дне сосуда). Для моделирования процесса биоаккумуляции экологических токсикантов в объектах окружающей среды измерения константы распределения окт-нол/вода (Кос4/Н 0) повторяли через 15 и 30 суток,
время, месяц
Рис. Кинетические кривые накопления пестицидов в октаноле
1 - лонтрел; 2 - зенкор; 3 - базагран; 4 - раундап; 5 - куза-гард; 6 - сетоксидим
3, 6, 12 и 18 месяцев. Между измерениями растворы хранили при комнатной температуре.
Все эксперименты выполнены в трёх повтор-ностях. Погрешность эксперимента не превышала 10% во всех сериях опытов.
Результаты и обсуждение. В табл. 2 представлены величины констант распределения окта-нол-вода (Кос1;/НО), определённые через 20 мин после перемешивания водного раствора пестицида с октиловым спиртом и в конце наблюдения (через 18 месяцев). Наибольшую липофиль-ность — способность в большей степени растворяться в жирной фазе — октаноле проявляют зенкор и базагран. КоС./НО = 66,57 и 52,19, соответственно, у них самые высокие. Далее по величинам липофильности изученные пестициды располагаются в следующей последовательности: зенкор > базагран > сетоксидим > лонтрел > раундап > кузагард.
Ранее нами установлена высокая устойчивость пестицидов в водных растворах [3]. Однако в литературе отсутствуют данные о кинетике их накопления в окружающей среде и биологических объектах. Рассмотренный нами в настоящей работе процесс перехода пестицидов из воды в октанол — неполярную фазу характеризовался во времени несколькими стадиями с различными скоростями переноса. На рис. представлены кинетические кривые накопления пестицидов в н-октаноле. У всех рассмотренных соединений ярко выражено наличие двух, а у некоторых соединений — трёх, участков с различными скоростями процесса. В первые 20 мин относительная скорость изменения концентрации у всех соединений максимальна: около 98% зен-кора и базаграна, 90% седоксидима переходят из водной фазы в н-октанол. На следующем временном отрезке от 20 мин до 6 месяцев скорость перехода пестицидов из воды в неполярную фазу существенно падает, и процесс приближается к насыщению. У сетоксидима и раундапа на кинетических кривых имеется третий перелом после 6 месяцев, когда скорость диффузии ещё раз снижается (для раундапа более чем в два раза).
За год измерений 5% лонтрела линейно переходят в н-октанол. До 25% кузагарда и 30% ра-ундапа накапливаются в неполярной фазе за 18 месяцев. Однако для всех рассмотренных соединений и после 18 месяцев наблюдения процесс накопления их в неполярной фазе не выходит на равновесное стационарное состояние, переход веществ из водного раствора в октанол, явно продолжается и в дальнейшем.
В табл. 2 представлены значения скоростей перехода веществ в неполярную фазу на всех трёх участках. По величинам скоростей накопления пестицидов в октаноле (V, М/час) на первом участке — V!, все рассмотренные соедине-
Таблица 1
Названия, исходные концентрации, максимумы длин волн поглощения и коэффициенты экстинкции пестицидов
Название пестицида промышленное (номенклатурное действующего вещества) Сисх, М X, нм £, л/моль
в воде в октаноле
Лонтрел (3,6-дихлорпикалиновая кислота) 1-10-2 283 3,5-103 3,9-103
Зенкор (4-амино-6-трет-бутил-3-метилтио-1,2,4-триазинон-5) 1-10-2 292 7,3-103 7,0-103
Базагран (3-изопропилбензо-2,1,3-тиадиазинон-4-диоксид-2,2) 1-10-3 332 2,1103 8,5102
Раундап (^фосфонометилглицин) 1-10-2 212 6,2-Ю1 4,9-Ю1
Кузагард (аллоксидим натрия) 2,4-10-2 289 1,7-104 2,9103
Сетоксидим (2-[1-(этоксиимино)бутил]-5-[2-(этилтио)пропил]-3-гидрокси-2-циклогексен-1-один) 1-10-3 286 1,04 104 1,04 102
Металлокомплексы: Си(лонтрел)2 Со(лонтрел)2 1-10-2 281 4,0-103 3,8-103
Таблица 2
Константы распределения октанол/вода, коэффициенты биоаккумуляции и скорость накопления пестицидов в октаноле
Название Koct/H2O, Koct/H2O, КБ V110-3, Мчас-1, V210-8, Мчас-1, V310-8, Мчас-1, Кц/обр'10 3,
вещества 20 минут 18 месяцев 20 мин 6 м-цев 18 м-цев М-1 [11]
Зенкор 66,57+2,0 100,4+3,0 0,99+0,01 32,84 0,37 0,37 26,5+3,3
Лонтрел 2,56±0,1 3,38+0,1 0,77+0,03 23,97 4,06 4,06 15,9+2,0
Кузагард 0,30+0,01 0,77+0,03 0,44+0,01 18,47 46,10 32,60 9,7+0,5
Раундап 0,46+0,014 2,27+0,07 0,69+0,02 10,50 42,67 18,90 8,2+1,2
Сетоксидим 7,83+0,23 25,00+0,8 0,96+ 0,03 2,96 0,58 0,58 5,0+0,3
Базагран 52,19+1,8 70,4+2,12 0,99+0,01 3,27 0,04 0,04 4,7+0,4
ния могут быть расположены в следующий ряд: зенкор > лонтрел > кузагард > раундап > база-гран > сетоксидим.
Для моделирования процесса биоаккумуляции Кос1/Н О измерения повторяли через 15 и 30 суток, 3, 6, 12, 18 месяцев. Отношение максимальной концентрации пестицидов в октано-ле к исходной концентрации в водном растворе обозначен нами как коэффициент биоаккумуляции КБ = [С18ос4]/[Сисх]. Рассчитанные значения КБ представлены в табл. 2. Минимальное значение КБ = 0,44 получено для кузагарда, а наибольшее = 0,99 — для зенкора и базаграна. Последовательность веществ по убыванию КБ: зен-
кор = базагран > сетоксидим > лонтрел > раундап > кузагард, соответствует последовательности этих веществ по значениям их липофильно-сти (или Кос4/Н0) и остаётся неизменным для всех рассмотренных соединений в течение всего периода наблюдений.
Полученные зависимости дают определённые представления о возможном распределении пестицидов между липидами биомембран и вне клеточным раствором данных соединений.
В литературе представлены данные только для трёх из изучавшихся нами соединений: база-грана, зенкора и раундапа. В табл. 3 приведены величины токсичности этих препаратов по отно-
Вещество Общее имя Научное название Жизненная стадия Время Токсич. доза, 10-6 Ссылка
г/л м/л
Ракообразные
Базагран Fiddler crab Uca minax не указ. 11 дней 86 0,358 21
Водные насекомые
Базагран Southern house mosquito Culex quinquefasciatus не указ. 30 дней 86 0,358 21
Зоопланктон
Базагран Water flea Daphnia magna 30 дней 86 0,358 21
Водоросли
Зенкор Green algae Chlorella fusca 24 часа 51 0,238 22
Chlorella fusca vacuolata 24 ч 50 0,233 23
Базагран Algae, algal mat Algae 30 дней 86 0,358 21
Рыбы
Зенкор Carp Leuciscus idus melanotus 5—6 см, 1,5 г 3 дней 54 0,225 23
Ide, silver or golden orfe Leuciscus idus 2-5 г 3 дней 54 0,225 22
Раундап Cyprinus carpio Cyprinus carpio 3,5-4,0 см 0,5 дней 531 3,14 24
3,5-4,0 см 1 дней 508 3,004
3,5-4,0 см 2 дней 518 3,063
3,5-4,0 см 3 дней 344 2,034
3,5-4,0 см 5 дней 264 1,561
3,5-4,0 см 7 дней 110 0,651
3,5-4,0 см 14 дней 151 0,893
Таблица 3
Дозы базаграна, зенкора и раундапа, аккумулирующиеся в различных организмах
шению к различным видам многоклеточных организмов, полученные по параметру «аккумуляция». Прежде всего, обращает на себя внимание, что одна и та же токсичная доза базаграна, аккумулируется в различных видах организмов: в ракообразных, водных насекомых, зоопланктоне или водорослях. Токсический эффект наступает при аккумулировании 86-10-6 г/л (0,358-10-6 м/л) этого соединения.
На рыбах и водорослях проверялся не один лишь базагран. Как видно из табл. 3, по отношению к водорослям, зенкор набирает токсичную для Chlorella fusca концентрацию (51-10-6 г/л; 0,238-10-6 м/л) за 24 часа, в то время, как базагран свою — несколько более высокую дозу токсичности, только за 30 дней. Зенкор и ра-ундап исследовали на разных породах рыб. Зен-кор — на Leuciscus idus melanotus; а раундап — на Cyprinus carpió. Тем не менее, если сравнивать за один срок воздействия — 3 дня, то аккумулирующаяся токсичная доза у раундапа в 6 (в г/л) — 10 (в м/л) раз выше, чем у зенкора. Таким образом, токсичность этих трёх соединений по параметру «аккумуляция» в общем виде уменьшается в последовательности: зенкор > база-гран > раундап.
Если сравнить этот ряд с данными табл. 2, то видно, что в той же последовательности убывают значения Koct/HO. Следовательно, гипотетически можно проэкстраполировать выше представленный ряд, предположив, что величина аккумулирования исследовавшихся препаратов будет уменьшаться в ряду Koct/H O: зенкор > базагран > сетоксидим > лонтрел > раундап > кузагард.
Для анализа полученных результатов в табл. 2 приведены значения констант комплексообразо-вания пестицидов с е-АТФ (Кк/обр), полученные нами ранее [10]. Видно, что соединения, характеризующиеся высокими значениями Кк/обр, обладают большей скоростью накопления в октаноле, т. е. значения скоростей перехода пестицидов в октанол в первые 20 минут после перемешивания имеют прямую корреляцию со значениями констант комплексообразования этих соединений с е-АТФ — их способности к образованию комплексов с функциональными структурами живой клетки: АТФ, НАДН, ДНК, РНК [10, 11]. По-видимому, причиной этого является высокая химическая реакционная способность пестицидов.
Поскольку построение липидного бислоя различных клеточных мембран принципиально одинаково, полученные результаты позволяют предположить, что in vivo в биологических системах, рассмотренные токсиканты будут образовывать комплексы с липидами клеточных мембран. В частности, образование комплекса пестицида с фосфатидилхолином состава 1:1 уста-
новлено в работах [25—28]. Такие данные имеются по паратиону и малатиону [29, 30], ДДТ [31, 32], метоксихлору [33] и 2,4-Д [34] — соединений c близким химическим строением.
По величинам Koct/HO рассмотренные соединения можно разделить на две части. Первая группа — зенкор, лонтрел, кузагард, раундап, у которых значения Koct/HO коррелируют с величинами Кк/обр. Вторая группа веществ — базагран и сетоксидим, имеющие высокие значения липо-фильности, не коррелирующие с их комплексо-образующей способностью. Возможно, что вещества первой группы образуют комплексы с жирами, а второй — имеют, кроме того, другие формы взаимодействия. С другой стороны, степень биоаккумуляции коррелирует с величинами Koct/HO рассмотренных соединений.
Заключение. С экологической точки зрения важно отметить, что вещества, отнесённые к первой группе (зенкор, лонтрел, кузагард, раундап), обладают суммой свойств: высокой способностью к комплексообразованию, и высокой липофильностью, что должно обуславливать их значительную токсикологическую опасность для живых организмов и окружающей нас природы. Процесс перехода изученных токсикантов в неполярную фазу продолжался в течение всего времени наблюдения — 18 месяцев, со значительной скоростью, не достигая предела.
Список литературы
1. Коптюг В.А. Конференция ООН по окружающей среде и развитию (Рио-де-Жанейро, июнь 1992 г.): Информ. обзор СО РАН. — Новосибирск, 1992. — 62 с.
2. Скурлатов Ю.И., Дука Г.Г., Мизити А. Введение в экологическую химию. — М.: Высш. шк., 1994. — 400 с.
3. Саратовских Е.А., Козлова Н.Б., Папин В.Г. и др. Разложение гербицида лонтрел биологическими и фотохимическимим методами // Прикладная биохимия и микробиология, 2006. — Т. 42. — № 1. — C. 44—51.
4. Саратовских Е.А., Психа Б.Л., Гвоздев Р.И. Пестициды и окружающая среда // Вестник БГТУ, 2004. — № 8. — Ч. 1. — С. 38-40.
5. Яблоков А.В. Ядовитая приправа. — М.: Мысль, 1990. — С. 27.
6. Котык А., Яначек К. Мембранный транспорт. Пер. с англ. — М.: Мир, 1980. — С. 189-192.
7. Голубев В.Н. Механизмы взаимодействия пестицидов с липидным бислоем клеточных мембран // Успехи химии, 1993. — Т. 62. — № 7. — С. 726-734.
8. Panasenko O.M., Zorina O.M., Gendel' L.Ia. Effect of pesticides on the acetylcholinesterase of erythrocytes and their plasma membranes // Izv. Akad. Nauk. SSSR. Biol., 1984. — № 2. — Р. 210-216.
9. Miyoshi H., Nishioka T., Fujita T. Quantitative
analysis of effect of substituted phenols on membrane characteristics of lecithin liposomes//Bull. Chem. Soc. Jap., 1986. - V 59. - P. 1099-1107.
10. Саратовских Е.А., Кондратьева Т.А., Психа Б.Л. и др. Комплексообразование некоторых пестицидов с аденозинтрифосфорной кислотой // Изв. АН СССР. Сер хим., 1988. - № 11. - С. 25012507.
11. Саратовских Е.А., Личина М.В., Психа Б.Л. и др. О характере взаимодействия ди- и полинук-леотидов с некоторыми пестицидами // Изв. АН СССР. Сер. хим., 1989. - № 9. - С. 1984-1989.
12. Алиев З.Г., Атовмян Л.О., Саратовских Е.А. и др. Синтез, структура и спектральные характеристики комплексов меди с производными пиколи-новой кислоты // Изв. АН СССР. Сер. хим., 1988.
- № 11. - С. 2495-2501.
13. Warshavsky A., Rogachev I., Patil Y. et al. Copper-specific chelators as synergists to herbicides: 1. Am-phiphilic dithiocarbamates, synthesis, transport through lipid bilayers, and inhibition of Cu/Zn superoxide dis-mutase activity // Langmuir, 2001. - Т. 17. - № 18.
- P. 5621-5635.
14. Utsuvi Y., Kiyoshige K., Shimbara S. et al. Comparative-studies on cytotoxicity of micropollutants in water - principle of cytotoxicity matrix // Environ. Toxicol. water quality, 1994. - V 9. - № 4. - P. 333339.
15. Fliedner A. Ecotoxicity of poorly water-soluble substances // Chemosphere, 1997. - V. 35. - № 1-2.
- P. 295-305.
16. Юданова Л.А. Пестициды в окружающей среде. Аналитический обзор. - Новосибирск: Изд. ГПНТБ СО АН СССР, 1989. - С. 47.
17. Caceres O., Galizia T.J., Castellan O.A.M. Residues of organochloric pesticides in reservoirs in Sao Paulo State// Cienc. E. Cult., 1987. - V. 39. - № 3.
- P. 259-264.
18. Бобовникова Ц.И. Влияние глобальных выпаданий на загрязнение реки малого водосбора хло-рорганическими пестицидами // Тр. Ин-та эксп. метеорол. - Л.: Гидрометеоиздат, 1983. Вып. 11 (97). - С. 39-44.
19. Брагинский Л.П., Комаровский Ф.Я., Пи-шолка Ю.К. и др. Миграция стойких пестицидов в пресноводных экосистемах // 2-е Всесоюз. совещ. по исслед. миграции загрязн. веществ в почвах и сопредельных среда. - Л.: Гидрометеоиздат, 1980. -С. 226-230.
20. Саратовских Е.А. Синтез бидентантных комплексов 3,6-дихлорпиколиновой кислоты // Изв. АН СССР. Сер. хим., 1989. - № 10. - С. 23272329.
21. Booth G.M., Yu C.C., Hansen D.J. Fate, metabolism, and toxicity of 3-isopropyl-1H-2,1,3-benzothia-diazin-4(3H)-1-2,2-dioxide in a model ecosystem // J. Environ. Qual., 1973. - V 2. - № 3. - P. 408-411.
22. Korte F., Freitag D., Geyer H. et al. A Concept for Establishing Ecotoxicologic Priority Lists for Chemicals // Chemosphere, 1978. - V. 7. - № 1. - P. 79102.
23. Freitag D., Geyer H., Kraus A., Viswanathan R. et al. Ecotoxicological Profile Analysis VII. Screening Chemicals for Their Environmental Behavior by Comparative Evaluation //Ecotoxicol. Environ. Saf., 1982.
- V. 6. - P. 60-81.
24. Wang Y.S., Jaw C.G., Chen Y.L. Accumulation of 2,4-D and Glyphosate in Fish and Water Hyacinth // Water Air Soil Pollut., 1994. - V. 74. - № 3/4. -P. 397-403.
25. Hilton B.D., Brien R.D.O. The effect of DDT and its analogs upon lecitin and other monolayers // Pestic. Biochem. Physiol., 1973. - V. 3. - № 2. - P. 206-210.
26. Arold W.M., Zimmerman U., Pauli W. et al.
The comparative influence of substituted phenols (especially chlorophenols) on yast cells assayed by electro-rotation and other methods // Biochim. Biophys. Acta, 1988. - V. 942. - № 1. - P. 83-95.
27. Gabrielska J., Kuczera J., Oswiecimska M. et al. Effect of alkyl chain length in alkoxymethylrne tri-methylammonium chlorides on ion transport across liposome membranes // Stud. Biophys., 1981. - V. 82.
- № 2. - P. 149-156.
28. Omann G., Lakowicz J.R. Interactions of chlorinated hydrocarbon insecticides with membranes // Biochim. Biophys. Acta, 1982. - V. 684. - P. 83-89.
29. Fisher D.J. Charges on fungal spores // Pestic. Sci., 1973. - V. 4. - № 6. - P. 845-852.
30. Venis M.A., Blackman G.E. VIII. Accumulation of chlorinated benzoic acids by Avena segments: a possible mechanism for the transient phase of accumulation // J. Exp. Bot., 1966. - V. 17. - № 53. - P. 771-778.
31. Leo A. Partitioning in pesticide mode of action and environmental problems. In: Pesticide synthesis through rational approacheres / Eds Magee P.S., Kohn G.K., Menn J.J. Washington.: Am. Chem. Soc., 1984.
- Р.213-218.
32. Kennedi C.D., Stemart R.A. The effects of 2,4-dichlorophenoxyacetic acid on ion uptake by maize roots // J. Exp. Bot., 1980. - V. 31. - № 120. - P. 135-143.
33. Antunes-Madeira M.C., Madeira V.M.C. Partition of lindane in synthetic and native membranes // Biochim. Biophys. Acta, 1985. - V. 820. - P. 165176.
34. Голубев В.Н., Контуш А.С. Ионная избирательность бислойных липидных мембран, модифицированных трифорином // Биофизика, 1989. - Т. 34. - № 1. - С. 42-53.
Материал поступил в редакцию 28.03.07.
Ye.A.Saratovskikh, N.B.Kozlova STUDIES ON ACCUMULATION OF PESTICIDES IN FATTY PHASE
Institute of Problems of Chemical Physics, Russian Academy of Sciences, Chernogolovka, Moscow Region Institute of Chemical Physics, Russian Academy of Sciences, Moscow
Partition constants of otanol/water for a number of pesticides widely used in the agricultural practice were determined. These pesticides include Lontrel, Sencor, Basagran, Roundup, Kusagard, Sethoxydim. It was shown that compounds under consideration accumulate in the fatty layer. The kinetics of their accumulation was studied; accumulation rates in a non-polar phase which correlate with values of the complex-formation constants of the same compounds were estimated. The formation of complexes with a fatty phase (lipid portion) in cellular membranes induces bioaccumulation of toxicants. The process of transition of toxicants under consideration into the non-polar phase prolonged at a significant speed over all the time of observation — 18 months.
УДК 615.099:615.9:577.472
В.Б.Долго-Сабуров, Н.П.Подосиновикова, В.В.Петров, В.В.Трефилов, В.А.Беляев К СРАВНИТЕЛЬНОЙ ОЦЕНКЕ ТОКСИЧНОСТИ КСЕНОБИОТИКОВ
ФГУН«Институт токсикологии» ФМБА России, С.-Петербург
Проведено исследование токсического действия ряда физиологически активных веществ на гидробионтов Daphnia Magna Straus. Анализ токсикометрических кривых — времени гибели дафний как функции обратной концентрации токсиканта — выявил у всех исследованных препаратов в широком диапазоне концентраций наличие от одного до нескольких прямолинейных участков, допускающих простую аппроксимацию.
Ключевые слова: токсикометрия, дафнии, ксенобиотики.
Введение. При исследовании токсичности химических соединений, как правило, используется определение средних доз или концентраций, вызывающих гибель определенного процента животных за фиксированный промежуток времени. Подобная информация часто оказывается недостаточной для сравнительной оценки действия препаратов и отбора средств фармакологической коррекции. В настоящем исследовании рассмотрен подход к оценке токсического действия, состоящий в анализе зависимости времени гибели от уровня токсического воздействия в широком диапазоне концентраций и в выявлении участков, допускающих линейное описание.
Материалы и методы исследования. Опыты были поставлены на гидробионтах Daphnia magna Straus. Разведение дафний осуществляли в соответствии с требованиями международного стандарта по биотестированию воды [1]. Дафний в возрасте 7 суток помещали в лабораторные стаканчики с растворами тестируемых препаратов различной концентрации по одной особи в каждую пробу объемом 40 мл. Фиксировали время от внесения дафнии в пробу до момента её гибели. При наблюдении более двух суток дафний кормили. Исследуемые концентрации изменялись с шагом 0,1 по логарифмической шкале. Каждую концентрацию исследовали, как правило, не менее чем на 10 дафниях. Все иссле-
дованные концентрации вызывали 100% гибель дафний, что позволяет корректно рассчитывать среднее время гибели.
Результаты исследований представлены в виде графиков зависимости среднего времени гибели (Т, мин) от величины обратной концентрации токсиканта (1/С, л/моль) [2]. Выбор обратных величин по оси абсцисс является принципиальным моментом: именно такой масштаб позволяет выявить на графиках прямолинейные участки, допускающие содержательную интерпретацию.
Т, мин
г' г
А
0 Х=1/С, л/моль
О 500 1000 1500 2000 2500
Рис. 1. Среднее время гибели дафний при различных разведениях (обратных концентрациях) ареколина.
Пунктиром показана аппроксимирующая прямая
