CC BY
12
Biçsysteras
Diversity
Biosystems
Diversity
ISSN 2519-8513 (Print) ISSN 2520-2529 (Online) Biosyst. Divers., 25(2), 89-95 doi: 10.15421/011713
Research on the impact of polyhexamethyleneguanidine on the plant component of biocenoses
A. V. Lysytsya
Rivne State University of Humanities, Rivne, Ukraine
Article info
Received 19.04.2017 Received in revised form
07.05.2017 Accepted 10.05.2017
Rivne State University of Humanities, Plastova Str., 29a 203, Rivne, 33028, Ukraine. Tel.: +38-097-33-22-466. E-mail: lysycya@ukr. net
Lysytsya, A V. (2017). Research on the impact of polyhexamethyleneguanidine on the plant component of biocenoses. Biosystems Diversity, 25(2), 89-95. doi:10.15421/011713
This article analyses the results of studying the influence of polymeric guanidine derivatives, namely polyhexamethyleneguanidine chloride (PHMG), on land and freshwater plants. Gas chromatography was used to determine the soil - plant and water - plant transition coefficients. Methods of mass spectrometry and photocalorimetry were used to identify the PHMG in the samples. We investigated the toxicity of PHMG for freshwater flora in an aquarium on Vallisneria spiralis, Riccia fluitans and Chlorella pyrenoidosa. The results showed that even the lowest bactericidal concentrations of the preparation (10-3% or 10 mg/L) caused the death of test organisms within one to two days. Onetime application of PHMG to the aquarium in dose of 10-4% (or 1 mg/L) did not cause any noticeable changes in algae during the 7 days of the experiment. The PHMG transfer coefficient did not exceed 0.1% for the system "water - algae tissue". Moreover, the initial concentration of the drug in the water decreased by almost ten times already during the first two days. PHMG polycation molecules quickly bind to dissolved in water organic and inorganic substances, suspended particles, microorganisms, etc. Flocculation causes a sharp decrease in the number of active "free" polycation molecules in water. The drug settles on the bottom of the aquarium and then is destroyed by bacteria saprophytes. Apparently, PHMG is included in their metabolism and serves as nitrogen source for microorganisms Pseudomonas putida, Flavobacterium columnare, Bacillus sp., Sarcina sp., Nitrosomonas sp. and Nitrobacter sp. At the same time, this study showed that the safe concentration of PHMG for hydrobionts in the water of natural fresh water reservoirs is 0.01 mg/l, or 10-6%, provided the drug is chronic. Ground plants are more resistant to the action of PHMG. They easiliy tolerate finely dispersed spraying with 0.3% aqueous solution of PGMG chloride in a dose of 0.5-1.0 l/m2. For Urtica dioica, Artemisia absinthium, Taraxacum officinale and Poa angustifolia the coefficients of transfer of the preparation from the surface of plants to internal tissues did not exceed 0.01%. And the coefficients of transfer of PHMG from soil to plants were in the range of 0.004-0.008%. We conducted environmental monitoring in Rivne region during 20112015. It showed that numerous cases of use of PGMG drugs for disinfection of various agricultural objects did not lead to any noticeable negative consequences for natural biocenoses. Consequently, we can assume that the preparations of PHMG do not pose a serious threat to the vegetative component of ecosystems. Migration of the drug is minimal in food chains in soil and water.
Keywords: polyalkilenguanidines; ecosystems; transition coefficients; monitoring; toxicity
Bn3HaneHHH Bn^HBy no^iieKcaMeTH^eHiyaHigHHy Ha poc^HHHy CKmgoBy 6i0^H03iB
A. B. HHCH^
PienencbKuu depwaenuu ryManimapnuu ynieepcumem, Piene, YKpaïna
Po3rnaHyTo oco6nHBocri BnnHBy noniMepHHx noxigHHx ryaHigHHy, 30KpeMa nonireKcaMeraneHryaHigHHy rigpoxnopugy (nrMTxn), Ha Ha3eMHy Ta npicHoBogHy pocnHHHicTb. nrMrxn - gocHTb nomupeHHH i e^eKTHBHHH ge3iH^eKTaHT. Pa30M i3 thm, 3'acyBanoca, qo HaBÎTb MÎHÎMaabHÎ Horo 6aKTep^Hgm KOH^rnpa^ï (10-3%, a6o 10 Mr/n) tokchw gna ^rrorigpo6ioHTiB. 3a ogHopa3oBoï giï 6e3ne^Horo gna BogHHx pocnHH Mo^Ha BBaxam KoH^rnpa^ro nrMrxn 1 Mr/n (a6o 10-4%) i HHxqe. 3a TpHBanoï giï r^K gna npupogHHx BogoHM He noBHHHa nepeBHqyBara 0,01 Mr/n, a6o 10-6%. Koe^i^eHT nepexogy «Boga - BogopocTb» - He 6inbme 0,1%. flna Ha3eMHHx TpaB'aHHCTHx pocnHH Koei^ieHTH nepexogy nrMrxn i3 rpyrny a6o noBepxHi pocnHHH y BHyTpimHi opraHH Ta TKaHHHH He nepeBHqyroTb 0,01%. OxapaKTepH3oBaHo 3aKoHoMipHocTi noBegiHKH nrMrxn b eKocucTeMax. y rigpo^Ho3ax MoneKynu ^oro noniKarioHa mBHgKo HeHTpani3yroTbca qepe3 B3aeMogiro 3 po3HHHeHHMH y Bogi HeopraHWHHMH Ta opraHWHHMH pe^oBHHaMH, KonoïgaMH, 3BaœeHHMH qacTHHKaMH Toqo. BHacnigoK ^noKynaqï nrMrxn ocigae Ha gHo, ge po3KnagaeTbca 6aKTepiaMH-canpo^iraMH. y Bogi a6o rpyHTi Mo^nHBicTb Mirpaqï no naнцrorax ^HBneHHa MiHiManbHa. EKonori^HHH MoHiTopHHr noKa3aB, qo ^HcneHHi BHnagKH 3acTocyBaHHa y 2011-2015 pp. nrMr-BMicHHx ge3iH^eKTaffliB Ha o6'eKTax rocnogaproBaHHa b PiBHeHCbKiH o6nacTi He cnpmHHHnu cKinbKH-He6ygb noMirai HeraTHBHi HacnigKH gna 6ioцeнoзiв. npenapaTH nrMrxn Mo^Ha BBaxaTH nopiBHaHo 6e3ne^HHMH gna pocnHHHoï cKnagoBoï eKocucTeM.
KnmHoei cwea: nonianKineHryaHigHHH; eKocucTeMH; Koe^iqeHTH nepexogy; MoHiTopHHr; ToKcrnmcTb
Вступ
Усе ширше застосування дезiнфектантiв та шших препара-тв, яю виготовляють на основ1 пол1мерних похвдних гуатди-ну, або полiалкiленгуанiдинiв (ПАГiв) вимагае ретельного ви-вчення тих потенцшних загроз, як цi сполуки можуть нести як для людини, так i для довюлля. Незважаючи на низку переваг (хорошi дезiнфiкувальнi властивосп, тривала дiя, вiдсутнiсть хiмiчноl агресивносп щодо поверхонь, якi обробляють, добра розчинтсть у вода, низька летючють, вадсутнють запаху та не-обхщносп використання шдивщуальних засобiв захисту тощо), питання впливу цих препаратв на окрем складов1 бiоценозiв, 1х еколопчна безпечтсть вивчен недостатньо.
Типов1 представники групи ПАГiв - це полтексаметилен-гуатдину пдрохлорид (ПГМГхл) i жшгексаметиленбцуаш-дин (ПГМБ). Бактерициды концентраци ПГМГхл та ПГМБ у водних розчинах залежно вщ умов дезшфекци становлять 0,001-1,0% (бактер1остатичн1 - 0,0001-0,005% i вище), для м-кобактерий туберкульозу 0,5-4,0%, в1русоцидн1 - 0,0001-0,5%, а фунгшидт - 0,05-4,0% (Moore et al., 2008; Mathuiin et al., 2012; Prasanthi et al., 2012).
Досить поширена думка, що бюцидна активн1сть ПГМГхл вщносно прокарютичних органiзмiв (бактери, архе1) та вiрусiв значно вища, нiж щодо еукарiотiв (Vointseva and Gembitsky, 2009). Вважаеться, що дезшфектанти, виготовленi на основi ПГМГхл, поеднують у собi двi важливi характеристики: з одного боку - добре виражен бактерициды та вiрусоциднi властивостi (останне стосуеться переважно оболонкових вiру-сiв), з шшого - безпечтсть для вищих органiзмiв, людини та екосистем (Oule et al., 2012; Chakraborty et al., 2014; Mashat, 2016). Ця рiзниця може бути пояснена рiзними бiохiмiчними та бк^зичними механiзмами ПАГiв на клпини прокарiот i еукарiотiв. Проте одностайно1 думки щодо цих механвмв серед дослiдникiв наразi немае. Переважае думка, що бюцидна ви-бiрковiсть ПГМГ або ПГМБ перш за все пов'язана з мембрано-деструктивною дiею препаратв. Низка дослщжень свщчитъ, що молекули цих полiкатiонiв незворотно зв'язуються з фос-фолшвдами цитоплазматично! мембрани (ЦПМ) i за бактерюста-тичних концентраций змнюють ll юнну проникнiстъ, електрич-ний потенщал, роботу трансмембранних ферментних систем, а за бактерицидних - спричиняють пертурбацию лкпдного бшару, руйнування ЦМП i загибель клiтини (Zhou et al., 2011; Carmona-Ribeiro and de Melo Carrasco, 2013; Choi et al., 2017).
Зрозумшо, що мембрани бактерш за своею будовою сутте-во вiдрiзняються вiд ЦПМ еукарiотичних клпин. Перш за все звертае на себе увагу рiзний фосфолЫдний склад (Timofeeva and Kleshcheva, 2011; Lysytsya et al., 2015). У бактерш зовнш-нш л1п1дний моношар ЦПМ мютить переважно негативно за-ряджен або «кислЬ> фофолквди (фосфатидилсерин, фосфати-дилшозггол, фосфатидилглщерол, кардiолiпiн), що й зумовлюе негативний потенцiал на поверхт. Це значно полегшуе адсорбцiю позитивно заряджено! молекули ПГМГхл на ЦПМ. У еукарю-тичних клпин, у тому чист соматичних клiтин людини (нба що за винятком тромбоцитв), у зовнiшнъому моношарi кислi лкпди практично вщсутЩ, а переважають цвпер-юни (фосфатидилхолш, фосфатидилетаноламiн, сфiнгомiепiн). Тому !х ЦМП ззовнi мае зазвичай позитивний заряд, що, теоретично, мае ускладнювати процес адсорбцй полiкатiона на поверхню клпини.
За шшою версiею, полiкатiон ПГМБ проникае всередину кл-тини та мшно зв'язуеться з бактерiалъною хромосомою (пошанюн), яка не захищена ядерною мембраною. Це спричинюе шактивацто бакт^ально! ДНК i загибель клпини (Chindera et al., 2016). А ось в еукарютичних кллинах молекули препарату у цитоплазм iзолю-ються в ендосомах i потрапити в ядро клпини не можуть. Як до-датковий аргумент автори наводять приклад катюнних антимж-робних пептидiв (АМП), яю вважаються важливою складовою вродженого iмуштету. Такий механiзм (ендосоми) захищае клпини господаря, у першу чергу !х ДНК i РНК, вщ ендогенних АМП i, можливо, вщ iнших полiкатiонiв, у тому чист ПГМБ i ПГМГхл.
Проте пошкодження хромосом як один i3 можливих механ1зм1в бюцидно1 до ПГМБ описано також i для еукарютично1 Leishmania major (Firdessa et al., 2015).
У водт середовиша ПГМГхл може поступати деюлькома шляхами: 1) випадкове потрапляння у водойми (або спочатку у Грунт) пiд час проведення дезшфекци чи деконтамшаци об'ек-тiв ветеринарно-санiтарного нагляду або комунального госпо-дарства, 2) порушення технолопчних процесiв, неконтрольова-нi промисловi викиди деревообробно1, х1тчно1, будавельно1, харчово1 промисловосп тощо, 3) знезараження стiчних або ка-нал:зацшних вод, рiдких вщходав виробництва, 4) дезшфекщя знарядь лову в рибних господарствах або знезараження та очи-щення водойм.
У Грунт ПАГи можуть потрапляти також унаслiдок проведення дезшфекци та, крш того, тд час обробки рослин. Зокрема, низка авторш свщчать, що ПГМГ може сприяти росту та розвитку овочевих культур (Opryshko, 2013), кукурудзи (Kli-menko, 2014), стимулювати проростання насшня (Lysytsya et al., 2013). Препарати ПГМГ гальмують розвиток пероноспо-розу цибул^ ефективт проти бактерш, як: викликають бурий бактерiоз картопл:, а томати захищають вщ раку (Vointseva and Gembitsky, 2009).
ПГМГ добре адсорбуетъся Грунтом i слабо десорбуетъся у воду, тому :мов:рн1сть його потрапляння у водойми незначна (Chang et al., 2006). Лабораторт дослвдження бюрозкладання ПГМБ показали, що деяю види бактерш грунту, зокрема Pseudomonas putida, можуть використовувати цю сполуку як джерело азоту (O'Malley et al., 2006). Потрапляючи у водойми, ПАГи швидко переходять у донну фазу, де, за до мжрооргаизмзв активного мулу, суттево прискорюються процеси 1х природно1 бюдеструкци. Пд час випробування ПАПв за стандартною методикою ощнювання бюрозкладання флокулянтв установлено, що вони розкладаються на 80% за один прохвд через шар активного мулу (Vointseva and Gembitsky, 2009). Серед продуктв деструкци ПГМГ потенцину загрозу для цдробюнлв у першу чергу може становити гексаме-тилендамш i його сот, яю вважають досить токсичними сполу-ками (II клас небезпеки, LD50 для лабораторних тварин = 250 мг/кг). Гексаметилендамш у спчних водах може знешкоджуватися амно-оксидазою Bacillus subtilis у донних вщкладах водойм. При цьому утворюеться амак i цдрогену пероксид, шш1 продукти деструкци пол:меру (алгфатичн! альдег:ди) метаболгзуються багатьма видами м:кроорган1зм:в i не становлять загрози для водних б:оценоз:в (Vointseva and Gembitsky, 2009).
Нит питання впливу ПАГ:в, зокрема ПГМГхл, на довюлля вивчене недостатньо, що створюе низку потенцгйних загроз для екосистем. Якщо виходити з наведених вище аргументгв, можна припустити, що бактерицидт концентрацй препарату, а це як мммум 10-4—10-3%, повинн: бути малотоксичними для вищцх орган1зм:в. Тому виникае потреба в експериментальн1й перев:рщ б:оцидно1 дй ПГМГхл на прокарютичт та еукар:о-тичн1 орган1зми. Недостатньо дослщженою також залишаеться проблема подальшо! дол: цих сполук в екосистемах (можлив:сть 1х м1грацй, у тому числ: по ланцюгах живлення, та коефщенти переходу, накопичення та бюлопчне розкладання тощо).
Виходячи :з цього, мета досл:джень - пор:вняти дю ПГМГхл на про- та еукарютичт органгзми, дослгдити потен-ц1йно можливий негативний вплив препарату на рослини, у тому числ: водн:, визначити коефгц^енти переходу препарату в рослини, спрогнозувати можлив: насл:дки використання ПАПв для г:дроценоз:в та м1кроб:оценоз:в Грунту.
Матерiал i методи досл1джень
Полтексаметиленгуатдину г:дрохлорид (ПГМГхл) виробництва ПП «Терм:т» (м. Р:вне, Укра1на). Середня молекулярна маса полгмеру становила 3-5 кДа, кiлъкiсгъ потенцгйно токсич-них низькомолекулярних дом1шок не перевищувала 0,5%, рН водних розчишв - 6,0-7,5. Найменування ПГМГ г:дрохлориду за класифжащею IUPAC: пол1(:м1нокарбон:м:до:л:м1но-1,6-
гександиш) пдрохлорид, назва англшською - Poly(iminocarbo-nimidoylimino-1,6-hexanediyl), monohydrochloride (CAS: 9140350-8, RN: 57029-18-2), проте частше вживаеться назва «polyhexamethyleneguanidine hydrochloride».
Як тест-об'екти викорисгано наземнi рослини, яю зазвичай поширенi поблизу тваринницьких ферм, пташниюв, господар-ських споруд та шших об'ектгв, що пiдпадають обробщ дезза-собами. Це, зокрема, кропива дводомна (Urtica dioica Linnaeus, 1753), полин гiркий (Artemisia absinthium Linnaeus, 1753), куль-баба звичайна (Taraxacum officinale F. H. Wigg, 1780), тонкошг лучний (Poa angustifolia Linnaeus, 1753). Польов! дослщження проводили в 2011-2015 рр. на територи Ршненсько1 областi. Зразки рослин вiдбирали на дослдних дiлянках у Костопль-ському, Ргвненському та Гощанському районах тд час вегета-цiï (травень - вересень) через 1-3 доби тсля обробки препаратами ПГМГхл.
Щд час визначення загальноï токсичност! та коефшкнпв переходу (КП) для системи «вода - рослина» в модельних ак-вар!умних дослдах використано валгснерта стральну (Vallis-neria spiralis Linnaeus, 1753), р!ччта плаваючу (Riccia fluitans Linnaeus, 1753) та хлорела (Chlorella pyrenoidosa Н. Chick, 1903). Водорост! розмщали у стандартн лабораторт аквар!у-ми об'емом 10-100 дм3, тривалють освггаення - до 10-12 годин на добу, штучна аерацш, температура води +19.. .+25 °С, рН - 6,5-7,5. Вихщна концетрацш ПГМГхл у вод! становила 1 х 10-4%, або 1 мг/л, у молярному вираженш =7 мкМоль/дм3.
В експериментах !з бюрозкладання ПГМГхл достджували загальну чисельтсть сапрофiтноï мжрофлори аквар!ума, зокрема Pseudomonas putida Trevisan, 1889, Flavobacterium co-lumnare Bernardet and Grimont, 1989, Bacillus sp., Sarcina sp., Nitrosomonas sp., Nitrobacter sp. 1дентифжащю проводили методом свiтловоï мжроскопп за визначником бактерш Бердж!, для дослщжень вщбирали по 0,1 см3 мулу. Тест-об'ектами для визначення бюциджй дiï ПГМГхл також виступали синьо-зелет водорост! (щанобактери) Spirulina (Arthrospira) i Nostoc.
Коефщенти переходу для систем «Грунт - рослина», «вода -рослина» розраховували за формулою:
КП (%) = Ci/C2 х 100%, де С1 - концентращя ПГМГхл в об'ект! (тканини рослин), С2 -вимдна концентрация у вод! або внесена доза у Грунт!.
У кожному дослвд використано щонайменше по 10 екзем-пляргв рослин певного виду.
Визначаючи КП для системи «Грунт - наземна рослина», поверхню експерименгальноï делянки обробляли 0,5% водним розчином ПГМГхл, який у доз! 1,0 л/м2 вносили прикоренево, не допускаючи потрапляння на будь-яю вщкрип частини рослин, що вегетують. Грунти на дослщних делянках типов! для Ргвненожй областт, переважно дерново-тдзолисп, в окре-мих випадках ар!, отдзолет або дерново-оглеет. Середньо-зважений показник забезпеченост! гумусом становив 1,8-2,5%, зволожетсть середня, ргвень нпрапв мтмальний. Середньо-зважений показник кислотност! для д!лянок у Костоп!льському райот (зона Полгсся) коливався в межах 5,0-5,3, у Ршненсько-му та Гощанському районах (зона Люостепу) - рН = 6,0-7,0. Вм1ст ПГМГхл через 1-3 доби визначали у тканинах стебла та листюв.
В шшш серiï дослщгв поверхню рослин обприскували 0,3% водними розчинами ПГМГхл у доз! 0,5-1,0 л/м2 i через 13 доби визначали вм!ст препарату у внутр!шн!х тканинах стебла або кореня. П!сля ретельного промивання проточною водою верхн! шари орган!в зн!мали та видаляли.
Для видшення ПГМГхл тканин наземних рослин в!дби-рали по 150-250 г ц!льних рослин (!з кор!нням), обтрушували частинки Грунту (за необхвдносп), ретельно промивали проточною водою, подр!бнювали ножем необх!дн! частини рос-лин, п!сля перем!шування !з сум!ш! в!дбирали 120-130 г ! по-др!бнювали в гомоген!затор!. Пот!м у кон!чну колбу м!стк!стю 500 см3 притертим корком вщбирали 100 ± 0,5 г гомогенату з точтстю ± 0,01 г, додавали 100 см3 цитратного буферу (рН 2,8).
Колбу закорковували, отриману сумзш перемшували на струшу-вач протягом години, осад вшлшяли центрифугуванням (5 000 об./хв 15 хв), супернатант зливали в конiчну колбу. Екст-ракцю повторювали ще дич1, об'еднаний екстракт випаровували на роторному випаровувач (+45.. .+50 °С) до м1н1мального об'ему, тсля чого зразок кшьюсно розчиняли в глшиновому (рН 3,5) або цитратному буфер1 (рН 2,8) до об'ему 5 см3.
Для коректного розрахунку КП кiнцеву кшьюсть екстракту (5 см3) приводили до вихгдно! маси гомогенату (100 г), тобто коефщент перерахунку становив 20. Також ураховували те, що лише для водоростей була точно вщома концентрация ПГМГхл у середовищi (водi акварiума). У дослiдах з обприс-кування наземних рослин оперували лише загальною дозою препарату вщомо! концентраци на одиницю площi поверхт. Щд час внесення ПГМГхл у Грунт також була вщома лише загальна кшьюсть препарату на одиницю площi, тому в даному випадку значення КП досить умовне, а похибка вимрювань враховувала лише «шструментально-методичну» 1х складову. Як контроль використовували аналогiчно отримат екстракти рослин, як не були тдданп обробщ препаратом i в як вносили на концевому етат вщому кшькють ПГМГ (внутрiшнiй стандарт).
Визначення концентраци ПГМГхл у вода (природт водой-ми, акварiумнi модельт екосистеми) проводили фотоколори-метрично за Vointseva and Gembitsky (2009). Метод Грунтуеть-ся на утворенМ солями ПГМГ з шдикатором-барвником еози-ном Н (1,3,6,8-тетрабром-флуоресцеш) у кислому середовищi (глщиновий буфер, рН 3,5) забарвлено! комплексно1 сполуки з кольором вщ оранжевого до штенсивно-рожевого. Оптичну густину визначали на фотоелекгроколориметрi КФК-2 або спектрофотоме^ СФ-46 не пiзнiше тж через 10 хв пiсля внесення в дослщжуваний зразок iндикатора (еозину Н) за дов-жини хвилi 540 нм iз використанням кювет товщиною 50 або 10 мм. За результатами вимрювань оптично! густини еталон-них розчинiв попередньо будували калiбрувальний графiк, зна-ходили вмiст ПГМГхл у достджуваному зразку. В штерват концентраций 0,4-2,0 мкг/см3 (4 х 10-5 - 2 х 10-4%) калiбру-вальний графiк мае вигляд прямо! лшп. За результат аналiзу брали середне арифметичне трьох паралельних визначень, абсолютна розбiжнiсть мiж якими не перевищувала допустиме вiдхилення в 1%. Вщносна похибка результатов аналiзу ± 5%. В окремих випадках необхгдно було концентрувати розчини в 10-100 рамв шляхом упарювання (термостат, t = 70 °С). Для визначення низьких концентраций ПГМГхл замють глщи-нового використовували цитратний буфер (сумш цитрату натрiю в концентраци 0,5 моль/дм3 iз доведенням хлоридною кислотою до рН 2,8), кювета для фотометрй з товщиною по-глинального шару 50 мм. Методика дозволяе визначати концентрацию ПГМГхл у водi в дiапазонi 10
Вмiст препарату у тканинах рослин визначали на хрома-тографi «Цвет 500». Метод Грунтуеться на лужному гiдролiзi потмеру з утворенням гексаметилендiамiну та його газохро-матографiчному визначенн у виглядi трифторацетильних по-х1дних iз використанням термоiонного або полум'яно-ютза-цшного детектора (Vointseva and Gembitsky, 2009). До екстрак-тв рослин додавали по
1 см3 20% водного розчину NaOH, i проводили гiдролiз упродовж двох годин на водянш банi (80 °С). Пiсля гiдролiзу розчин нейтралiзували хлоридною кислотою та проводили хроматографiчне визначення вмсту гекса-метилендiамiну. Як контроль використовували екстракти, в яю попередньо вносили вiдомi кiлькостi препарату. Цей метод на порядок чутливший, тж колориметричний, межа визначення ПГМГхл становила 0,05 мг/кг, або 5 х 10-6%.
1дентиф1кац1ю ПГМГхл у зразках проводили iз застосуван-ням методу часопролiтноl плазмово-десорбцгйно! мас-спектро-метри або TOF-PDMS, (time-of-flight plasma desorption mass sped^ometiy) (Macfarlane and Torgerson, 1976; Sysoev and Artaev, 1991). Дослщження проводили на мас-спекгрометрi бюимгчному МСБХ-01 (АТ «SELMI», м. Суми, Украгна) з iонiзацiею зразка уламками подтту ядер 252Cf, гранична
чутливють - 1 пМоль (Кпу8И е! а1., 1989). Вмiст амонiйного азоту у водi визначали за загальноприйнятою методикою з використанням реактиву Неслера на КФК-2.
Результати
За даними мониторингу який проводили протягом 20112015 рокiв у Рiвненський област1, препарати ПГМГ використо-вували для дезшфекцп та деконтамiнацГí низки об'еклв вете-ринарно-санiтарного нагляду (свиноферми, тваринницьк1 ком-плекси, бойнi, рибнi господарства, склади, технiчнi примщен-ня агропГдприемств тощо) в низцi господарств Березшвського, Гощанського, Зарiчнянського, Здолбунiвського, Костопшь-ського, Сарненського та Рiвненського районiв. У прилет водойми препарат потрапляв двома основними шляхами: внасль док змивання решток дезiнфектанту з об'еклв дезiнфекцií (стiчнi, дощовi води), або тсля обробки знарядь лову, облад-нання та iнвентаря товарних рибних господарств. Зразки води вiдбирали в чотирьох ставках Гощанського району. Наявнють у водi залишкових кiлькостей ПГМГхл визначали фотоколори-метричним методом. У вс1х зразках вмiст ПГМГхл був ниж-чим за 1 х практично перебуваючи на межi чутливостi
методу. Концентрацiя 10-5% або 0,1 мг/дм3 вiдповiдае встанов-леному рiвню ГДК у водi.
В одному експерименл змодельовано «техногенну ава-р1ю»: у водойму (занедбаний нетоварний рибний ставок) локально внесено досить велику кГлькГсть (5 дм3) деззасобу Ет-дез (20% розчин ПГМГхл). Це спричинило загибель протягом перших 5-10 годин значно'1 к1лькост1 гщробюнтш (водоростi, ракоподiбнi, молюски, пуголовки, мальки риб тощо) в радiусi до 15 м навколо мюця внесення. Лабораторний аналiз зразкiв води, вщбраних через добу в шших мюцях водойми, показав, що концентраци ПГМГхл перебували в межах
ГДК, тобто <105%,
лише в мiсцi внесення препарату - 4 х 10-3%. Через тиждень у мiсцi внесення залишилися тiльки «сл1дов1» к1лькост1 ПГМГхл -Вмiст у водi гексаметилендiамiну (одного з найтоксич-нiших продуктiв розпаду препарату) не перевищував установ-лену ГДК (0,01 мг/л, або 10-6%). У межах 20-40% зросла концентрация амонiйного азоту (одного з продуклв бюдеструк-цп ПГМГхл). Через три тижнi явно виражених негативних на-слiдкiв для всього гГдроценозу не спостерiгали, видовий склад макрогiдробiонтiв не змiнився. Разом iз тим, через чотири тижш, незважаючи на залишок лише «слГдових» кiлькостей препарату, в мiсцi «техногенно'1 аварií» мiкробiоценоз так пов-нютю i не в1дновився.
У першш серп лабораторних досл1джень з V. эргтаИэ, Я. Ап-Наж i СИ. ругепо1сЪза визначали граничну межу токсичност1 ПГМГхл. За концентраци препарату у водi акварiума 10-2% усi водорост1 гинуть упродовж перших 2-5 годин. У хлорели свГт-лова мшроскопш показала часткове руйнування протопласту. Концентрацш 10-3% виявилася гостротоксичною, практично вс1 випробуванi тест-об'екти загинули упродовж першоьдру-го1 доби. Вих1дна концентрация (10-4%, або 1,0 мг/л) не викли-кала скiльки-небудь помiтних змiн у водоростей протягом 7 дiб спостережень. СвГтлова мiкроскопiя також не виявила значних морфологiчних змiн. Остання концентращя ПГМГхл
використана в таких експериментах у модельних м1кроекосис-темах акварiума п1д час визначення коефiцiентiв переходу (КП) препарату в рослини.
Для кшькюного визначення вмюту ПГМГ у вс1х частинах рослин застосовано метод газово'1 хроматограф11, а для щенти-фiкацií - мас-спектрометрiю (рис. 1).
ПГМГхл в рослинному екстракт1 м 1:16
соиг^в
М/г
Рис. 1. Пши олiгомерiв ПГМГхл у рослинному екстракл, мас-спектр ТОГ-РБМ8
На мас-спещ^ наявнi так1 пiки протонованих молекул [Мп + Н+]+ олiгомерiв ПГМГхл: 301, 442, 583, 724 i 865, де п = 2, 3, 4, 5, 6. Визначеш юни мають характернi для ол!гомер!в ПГМГ молекулярнi маси, яю в1др1зняються на один мономер (Аш/7 = -141). Як «в1д6итки пальщв», ц1 1они дозволяють ч1тко виявити присутн1сть препарату у досл^джуваному субстрал.
П1д час визначення КП «вода - рослина» з'ясувалося, що для використаних нами як тест-об'екти водоростей вони не перевищують 0,1% (табл. 1). Зразки вщбирали через дв1 доби п1сля внесення препарату в аквар!ум, екстракти концентрували випарюванням.
Таблиця 1
Коефщенти переходу ПГМГхл у систем! «вода - рослина» (М ± ш, п = 10)
Вихгдна (внесена Кшцева концентращя
Вид у воду) концентрац1я ПГМГхл у тканинах КП, %
ПГМГхл, С2, мг/л рослини, С], мкг/кг
V. зрггаНз 1,00 ± 0,05 0,751 ± 0,135 0,075
Я АШат та сама 0,915 ± 0,052* 0,091
СИ. ругепо1Соза та сама 0,807 ± 0,114 0,081
Примтка: * - тут i в наступних таблицях в1дм1нност1 показникiв щодо контролю в1рогщш за Р < 0,05.
Експерименти 1з синьо-зеленими водоростями 8р1т1та i N08100 виявили, що бюцидш концентрацГ1 ПГМГхл для них перебувають на тому самому р1вш (10-3 - 10-2%). Таким чином, припущення про можлив1сть застосування цього дезiн-фектанту для боротьби з цвтнням водойм у лгтнш перiод не п^дтвердилося. Такi висою концентрацх1 препарату становлять смертельну загрозу для Гнших г1дро61онт1в.
Дослгди 1з сапрофiтною м1кроФлорою акварiума показали, що, залежно в1д концентраци, ПГМГхл може як шпбувати 1х розвиток, так г навпаки - стимулювати (табл. 2).
Таблиця 2
Вплив р1зних концентрацш ПГМГхл на загальну чисельнють сапроф1тно1 м1крофлори аквар1ума (М ± ш, п = 10)
• • ТП-Л /ГГ' О/ ВГдносна сумарна чисельнють сапрофпних бактер1й, %
Вихгдна концентрац1я 111 ^41хд, % 1-ша доба 2-га доба 3-тя доба 4-та доба
5,0 х 10-3 5,0 х 10-4 5,0 х 10-5 Контроль (без ПГМГхл) 10,25 ± 1,83 50,18 ± 3,16* 80,27 ± 3,45* 100,00 ± 4,58* 30,52 ± 1,45* 80,45 ± 8,73 101,21 ± 4,26* 100,00 ± 5,42* 70,15 ± 3,35* 205,22 ± 13,53* 110,25 ± 7,35 100,00 ± 5,54* 98,56 ± 8,25 490,20 ± 25,52* 112,53 ± 5,15* 100,00 ± 6,25*
1з таблиц! 2 видно, що небюцидш концентрац11 препарату го аквар1ума концентращя м1кроорган1зм1в зм1нювалася не-(<10-4%) вже на 3-4-ту добу спричиняють зростання чисель- значно, в ус1х випадках, п1д час пор1вняння з дослГдними зраз-ност1 окремих вид1в бактер1й-сапростоф1в. У вод1 контрольно- ками, й приймали за 100%. У м1кробоценоз1 аквар1ума Гденти-
фжовано P. putida, Flavobacterium columnare, Bacillus sp., Sarcina sp., Nitrosomonas sp. i Nitrobacter sp. Щд час експери-менту рН води суттево не змiнювалася (6,8-7,6), температура залишалась сталою (+22...+23 °С), у першi дт в 1,5-2,0 рази зростала концентрация амоншного азоту - одного i3 продуктов бюдеструкни ПГМГхл.
1нший дослщ показав досить стр1мку динамжу зменшення вих1дно1 концентраци ПГМГхл: 0,001% у вода протягом перших деюлькох д^б тсля його внесення в модельну екосистему акварiума (рис. 2).
Рис. 2. Динамка змши концентраци «вшьного» ПГМГхл у вода аквар1ума
Вмст «вшьних молекул» препарату в вода р1зко зменшу-еться вже в першу добу. Це в1дбуваеться внасл1док зв'язування полжатюна з розчиненими у вода оргашчними та неоргашчни-ми речовинами, зваженими частинками, подальшого оадання на дно акварума (флокуляц1я) та бюлопчного розкладання. На другу добу концентрация ПГМГхл фактично знижуеться до безпечно!, а на третю - навгп> до «стимулювально!» для окремих видав сап-рофпних мжрооргашзм1в (тих, що пережили початкову «ударну» дозу препарату). Через залучення ПГМГхл до !х метаботчних процесiв акумулюваш в осад залишки препарату швидко втрача-ють бюцидну активность i зазнають розкладання, що, на нашу думку, мнМзуе можливють мпраци препарату ланцюгами жив-лення. Це може слугувати аргументом на користь того, що п1д час використання препарату для знезараження р1дких в1дходав вироб-ництва або спчних вод, потрапляння ПГМГхл у природт цдро-екосистеми його залишковi юлькосп досить швидко знешкод-жуються.
Що стосуеться вищих наземних рослин, то !х др1бнодис-персне обприскування на дослдних дiлянках 0,3% водним роз-чином ПГМГхл за дози 0,5-1,0 л/м2 не викликало сюльки-не-будь пом1тних негативних зм1н протягом 7-10 д1б спостере-жень. Кр1м визначення загально! ст1йкост1 неземних рослин до токсиканту, одне 1з завдань цих експеримент1в - досл1дити КП «поверхня рослини - внутр1шн1 тканини». Як тест-об'екти використано кропиву дводомну (U. dioica), полин г1ркий (A. absinthium), кульбабу звичайну (T. officinale) та тонкошг луч-ний (P. angustifolia). Визначет хроматограф1чним методом КП близью до 0,01% (табл. 3). На нашу думку, це зумовлено мор-фолопчними особливостями рослин, зокрема, слабопроникни-ми кл1тинними стшками та специф1чною будовою ЦПМ. Через досить велику молекулярну масу та розм1ри молекул пол1меру складно проникнути всередину, у внутршш тканини стебла або кореня, тому в1н залишаеться на поверхт рослини.
Визначення КП у систем1 «Грунт - рослина (тканини стебла або листки)» показало, що вони також не перевищували 0,01% (табл. 3). Скшьки-небудь пом1тного впливу складу Грунт1в або !х рН на КП у систем «Грунт - рослина» не виявлено.
П1д час проведения проф1лактично! або вимушено! дезш-фекц1! робоч1 концентрац1! ПГМГхл зазвичай становлять 0,051,00%. Ранше достджували також вплив ПГМГхл на зоопд-робюнпв. Для них безпечна концентрац1я препарату становила 0,1 мг/л (або 10-5%). Рослинна складова водних бюценоз1в, як виявилося, стшкша до бюциду; вона витримуе на порядок вищ1 дози ПГМГхл - до 1 мг/л (або 10-4%). Можна погодитись
з установленим для води р1внем ГДК - 0,1 мг/л (або 10-5%). Разом 1з цим, проведен нами ранше експерименти на культурах клпин св1дчать, що цю концентрац1ю не можна вважати абсолютно «бюлопчно нейтральною», вона впливае на проль ферац1ю та клпинний цикл (Mandygra and Lysytsya, 2014). Тому для природних водойм, на нашу думку, ГДК доцшьно вражати на порядок нижчою - 10-6%.
Таблиця 3
Коефкценти переходу ПГМГхл у наземт рослини (M ± m, n = 5)
Вихщна (внесена) концентращя ПГМГхл С), г/л Юнцева Час, шсля
Вид рослин концентращя ПГМГхл у тканинах рослин, (СД мг/кг внесення препарату до в!дбору зразюв, д1б КП, %
«поверхня рослини - внутршш тканини»
U. dioica 3,0 ± 0,1 0,286 ± 0,016* 2 0,0095
A. absinthium та сама 0,203 ± 0,057 2 0,0068
T. officinale та сама 0,291 ± 0,014* 2 0,0097
P. angustifolia та сама 0,214 ± 0,042 2 0,0070
«Грунт - рослина»
U. dioica 5,0 ± 0,2 0,221 ± 0,045 3 0,0044
A. absinthium та сама 0,194 ± 0,053 3 0,0038
T. officinale та сама 0,406 ± 0,022* 3 0,0081
P. angustifolia та сама 0,313 ± 0,015* 3 0,0062
Обговорення
Под час потрапляння у водойми робочих розчинiв препарату вони розводяться в сотн тисяч разiв. Крiм того, оскiльки ПГМГхл володае помрно вираженими поверхнево активними властивостями, вш зв'язуе та осаджуе (флокуляця) з водного середовища бiльшiсть оргашчних i неоргашчних сполук, зависло частинки, юни багатьох металов, поверхнево активы речовини тощо. Завдяки сво!м флокулянтним властивостям уже «нейтра-лозоват» молекули ПАПв осодають на дно, що ускладнюе !х млращю по ланцюгах живлення. Закономрно, що чим бшьш забрудненою була водойма до потрапляння туди ПГМГхл, тим швидше знижуеться у вода його концентращя. Тому небезпек-них для пдробюнпв концентраций ПГМГхл на тих водних об'ектах, де проводився еколопчний мониторинг, практично не зафоксовано.
Визначення коефiцiентiв переходу для системи «вода -рослина» показало, що вони не перевищують 0,1%. А динамжа змши вмсту ПГМГхл у вода (рис. 2) свщчить, що внаслодок флокуляци ПГМГхл досить швидко оидае на дно аквароума. Дало препарат поступово розщеплюеться сапротрофними бак-тероями. Кром того, ПГМГхл за певних умов може навпь сти-мулювати розмноження сапротрофно! мжрофлори (табл. 2). Це узгоджуеться з результатами проведених нами ранше дослщ-жень, де визначалася доя розних солей ПГМГ на онфузорой Р. са^аЫт. Там спостерггали аналопчну закономртсть: ПГМГхл о соло ПГМГ з янтарною кислотою у високих концентрациях даяли бюцидно, але !х низью концентраци (10 проявляли на 2-3-тю добу стимулювальний ефект. Очевидно, зростання чисельноста шфузорш пов'язане з тим, що препарат у таких концентращях спочатку також дещо пригальмовуе, а шзнше, навпаки, стимулюе рост сапрофпно! мжрофлори -основного корму онфузорой.
Внасл1док бюрозкладання ПГМГхл може розщеплюватися до окремих проможних або концевих продукттв (рис. 3).
Разом оз цим, очевидно, що якщо вмост препарату переви-щуе 10-3%, в1н негативно впливае на мжро- та макрофлору водних екосистем, у тому число на мжроскотчт водоросто, яко, у свою чергу, зазвичай виступають першими елементами трофочного ланцюга. Крiм того, планктонт водоросто слугують важливим компонентом бюлопчного очищення сточних вод. Застосовую-чи препарат для очищення ст1чних вод, необхщно враховувати, що його висою кiнцевi концентрацЦ можуть знижувати здат-нгсть водно! екосистеми до бюлопчного самоочищення.
— (СН.)е—IMH—С—NH —
II
NH-HCI
NH,
О
У
H2N' "NHi
■ H
- (CH,) -NH-C-NH-
NH-HC1
Рис. 3. Основш можпивi продукти розкладання пол!меру ПГМГхл (m > 7): а - гексаметилендаамш, б - карбамщ, в - ам!ак, г - низькомолекулярн олггомери (n < 6)
Для системи «Грунт - рослина» КП не перевищували 0,01%. Актуальшсть цього дoслiджeння була спричинена як потенцш-
ною мoжливiстю забруднення Груннв тд час дезшфекци об'-екгав ветеринарно-сашгарного нагляду, так i наведеними на початку стат прикладами обробки рослин i3 метою 1х захисту та тдвищення врожайност! Попередн нашi експерименти показали, що препарат може ефективно знешкоджувати у Гpyнгi патогент мжрооргатзми та личинки гeльмiнгiв, зокрема стронгшощесш (Strongyloides sp.) i диктюкаул (Dictyocalus sp.). Це в!дкривае перспективи застосування ПГМГхл для знезара-жування Грунту, забрудненого фeкалiями, з метою запобггання зараження тварин у мсцях 1х скупчень. Наприклад, у Р1внен-сьюй област! це були мсця тдгодавл! тварин або розмщення солонцв у лгсових мисливських господарствах.
Таю низью значення КП у систем «Грунт - рослина» пояс-нюються, на нашу думку, тим, що сол! ПГМГхл досить швид-ко абсорбуються неорганчними та оргашчними складовими Грунту. Це обмежуе можливгсть млраци препарату ланцюгами живлення. Дал! ПГМГхл може так само щддаватися як ф!зико-х!мчному розкладанню, так i бюдеструкци бактершми-сапротрофами або мжромщетами. Отже, що може вщбуватися з препаратом тд час потрапляння у бюценози (рис. 4)?
Рис. 4. Поводження препарата ПГМГхл в екосистемах
Сл}д зазначити, що тд час визначення КП у багатьох рос-линних зразках вмст ПГМГхл був на меж! чутливост! вико-ристаних нами методв. Це суттево впливало на точтсть вимъ рювань. У подальшому для вщстеження частки цих бюцидав у навколишньому середовищ! доцшьно використати ефектившш! хромато-мас-спектрометричт системи (Buchberger et al., 2013).
У цшому, результати дослщжень не дозволяють категорично стверджувати, що ПАГи для макрооргатзмгв водойм значно менш токсичт, нж для прокаркгав, як заявляють окрем виробники дезшфектанта. Бюцидт властивосп ПГМГхл про-являються фактично за тих самих концентраций, починаючи в!д 10-3% i вище. Теоретичний анал!з даних вдаосно мехашз-м!в бюцидно! да ПГМГхл на клпини про- та еукарюта також не дае переконливих пдстав вважати, що щ мехатзми принципо-во вщмшт. Таким чином, питання бюлопчно! активност! ПАЛв щодо клпин р!зних тишв вимагае подальшого вивчення. Також доцшьно достдити вплив ПГМГхл на архе1, клпинна стшка та ЦПМ яких за будовою та лкпдним складом в!др!зня-ються в!д бшьшост! бактер!альних або еукарютичних клпин.
Висновки
Коефщенти переходу ПГМГхл у рослини з води не пере-вищують 0,1%, з Грунту або поверхт рослини у внутршт тка-нини КП - не перевищують 0,01%. Малоймов!рно, що у при-родних умовах щ препарати в тих концентрациях, як! зазвичай застосовують тд час дезшфекци, будуть становити серйозну загрозу для бюценозгв. П!д час потрапляння у водойми в!д-буваеться багатократне розведення вимдно! концентраци препарату, значна частина молекул ПГМГхл «нейтрал!зуеться» внаслщок взаемоди з розчиненими у вод} неорганчними та оргатчними речовинами, колощами, зваженими частинками,
мжрооргатзмами тощо. Внаслщок флокуляци бюцид осщае на дно, де розкладаеться мжрооргатзмами мулу, що ускладнюе можливють його подальшо! мнраци по ланцюгах живлення. За достатньо низьких концентраций сол! ПГМГ сам! можуть слугувати поживним матер!алом для окремих мiкpoopганiзмiБ, наприклад для мжромщега або деяких бактepiй-саnpoтpoфiБ.
На р1вт окремих бюценоз1в ттльки достатньо висок концентраци ПГМГхл (понад 10-3%, або 10 мг/л), як! дють тривалий час, становлять певну загрозу. Проте через швидке зв'язування !з субстратом i локатзацто, дуже обмежену подальшу миращю ланцюгами живлення та через розкладання !х небезпека для навколишнього середовища, пор!вняно з шшими бюцидами, на нашу думку, менша. Суттево! ввдмшносп токсично! да ПГМГхл на про- та еукарютичт органзми не виявлено, тому для природ-них водойм доцшьно вважати порогом безпечност кoнneнтpацiю ПГМГхл на р!вт 10-6%, або 0,1 мг/л.
Разом !з цим, еколопчний мониторинг наиидкв застосування ПГМГ-вм!сних дез1нфектанттв на об'ектах господарювання Р1в-ненсько! област! протягом 2011-2015 роюв не виявив негативних насл}дк1в для природних б!оценоз!в.
References
Buchberger, Т., Himmelsbach, М., & chberger, W. (2013). Trace analysis of biocidal oligoguanidines in environmental water samples. Journal of Chromatography A, 1318(29), 22-26. Carmona-Ribeiro, A. M., & de Melo Carrasco, L. D. (2013). Cationic antimicrobial polymers and their assemblies. International Journal of Molecular Sciences, 14, 9906-9946. Chakraborty, B., Pal, N., Maiti, P. K., Patra, S. K., & Ray, R. (2014). Action of newer disinfectants on multidrug resistant bacteria. Journal of Evolution of Medical and Dental Sciences, 3(11), 2797-2813.
Chang, H.-R., Yang, K.-W., & Kim, Y.-H. (2006). Environmental risk assessment of polyhexamelhyleneguanidine phosphate by soil adsorption/desorption coefficient. Korean Journal of Environmental Agriculture, 25(4), 365-370.
Chindera, K., Mahato, M., Sharma, A. K., Horsley, H., Kloc-Muniak, K., Kamaruzzaman, N. F., Kumar, S., McFarlane, A., Stach, J., Bentin, T., & Good, L. (2016). The antimicrobial polymer PHMB enters cells and selectively condenses bacterial chromosomes. Scientific Reports, 6, 23121.
Choi, H., Kim, K. J., & Lee, D. G. (2017). Antifungal activity of the cationic antimicrobial polymer-polyhexamethylene guanidine hydrochloride and its mode of action. Fungal Biology, 121(1), 53-60.
Firdessa, R., Good, L., Amstalden, M. C., Chindera, K., Kamaruzzaman, N. F., Schultheis, M., Roger, B., Hecht, N., Oelschlaeger, T. A., Meinel, L., Luhmann, T., & Moll, H. (2015). Pathogen- and host-directed antileishmanial effects mediated by polyhexanide (PHMB). PLoS Neglected Tropical Diseases, 9(10), e0004041.
Klimenko, A. (2014). Posivni yakosti ta mikoflora nasinnia kukurudzy za vplyvu preparativ zakhysnoi diji [Sowing seed quality and mycoflora corn under the influence of protective preparations]. Agroecological Journal, 1, 111-113 (in Ukrainian).
Knysh, A. N., Savin, O. R., & Loschinyn, M. B. (1989). In protocols of V International conference on chemistry and biotechnology (Varna). Biologically Active Natural Products, 2, 370.
Lysytsya, A. V., Mandygra, Y. M., Bojko, O. P., Romanishyna, O. O., & Mandygra, M. S. (2015). Differential sensitivity of microorganisms to polyhexamethyleneguanidine. Microbiologichny Zhurnal, 77(5), 11-19.
Lysytsya, A., Lyco, S., & Portuhaj, O. (2013). The polyhexamethyleneguanidine stimulation of seeds growing and cell proliferation. Journal of Materials Science and Engineering B, 3(10), 653-660.
Mac Farlane, R. D., & Torgerson, D. F. (1976). 252-Cf-Plasma desorption time-of-flight mass spectrometry. International Journal of Mass Spectrometry and Ion Physics, 21, 81-92.
Mandygra, M. S., & Lysytsya, A. V. (2014). Some aspects of the polyhexa-methyleneguanidine salts effect on cell cultures. Agricultural Science and Practice, 1(1), 62-67.
Mashat, B. H. (2016). Polyhexamethylene biguanide hydrochloride: Features and applications. British Journal of Environmental Sciences, 4(1), 49-55.
Mathurin, Y. K., Koffi-Nevry, R., Guehi, S. T., Tano, K., & Oule, M. K. (2012). Antimicrobial activities of polyhexamethylene guanidine hydrochloride-
based disinfectant against fungi isolated from cocoa beans and reference strains of bacteria. Journal of Food Protection, 75(6), 1167-1171.
Moore, L. E., Ledder, R., Gilbert, P., & McBain, A. J. (2008). In vitro study ofthe effect of cationic biocides on bacterial population dynamics and susceptibility. Applied and Environmental Microbiology, 74(15), 4825-4834.
O'Malley, L. P., Collins, A. N., & White, G. F. (2006). Biodegradability of end-groups of the biocide polyhexamethylene biguanide (PHMB) assessed using model compounds. Journal of Industrial Microbiology and Biotechnology, 33(8), 677-684.
Opryshko, N. O. (2013). Doslidzhennja vlastyvostej preparatu ekoton dlja ekologobezpechnyh tehnologij vyroshhuvannja ogirka [Investigation of properties of preparation ecoton for environmentally safe technologies of cucumber production]. Agrobiology, 11, 104-107 (in Ukrainian).
Oule, M. K., Quinn, K., Dickman, M., Bernier, A. M., Rondeau, S., Moissac, D., Boisvert, A., & Diop, L. (2012). Akwaton, polyhexamethylene-guanidine hydrochloride-based sporicidal disinfectant: A novel tool to fight bacterial spores and nosocomial infections. Journal of Medical Microbiology, 61, 1421-1427.
Prasanthi, K., Murty, D. S., & Saxena, N. K. (2012). Evaluation of antimicrobial activity of surface disinfectants by quantitative suspension method. International Journal of Research in Biological Sciences, 2(3), 124-127.
Sysoev, A. A., & Artaev, V. B. (1991). Mass-spektrometrija s ionizaciej oskolka-mi delenija jader kalifornija-252 [Mass spectrometry with ionization of fission fragments of californium-252]. Journal of Analytical Chemistry, 46(1), 6-18 (in Russian).
Timofeeva, L., & Kleshcheva, N. (2011). Antimicrobial polymers: Mechanism of action, factors of activity, and applications. Applied Microbiology and Biotechnology, 89(3), 475-492.
Vointseva, I. I., & Gembitsky, P. A. (2009). Polyguanidiny - disinfectiony sredstva i polifunctionalnye dobavki v kompozicionye materialy [Polyguanidines - disinfecting agents and multifunctional additives to composite materials]. LKM-press, Moscow (in Russian).
Zhou, Z., Zheng, A., & Zhong, J. (2011). Interactions of biocidal guanidine hydrochloride polymer analogs with model membranes: A comparative biophysical study. Acta Biochimica et Biophysica Sinica (Shanghai), 43(9), 729-737.
