Спосіб визначення екологічної токсичності полютантів (“екологічний термометр”)

Реферат: Спосіб визначення екологічної токсичності полютантів у модельній системі за фізіологічними реакціями рослини-біоіндикатора. Як рослину-біоіндикатор використовують кукурудзу, яка вирощується у водній культурі на середовищі, що піддається тестуванню. У вказане 137 середовище додатково вносять трасер Cs, при цьому через 2-6 днів такого вирощування визначають фактори радіоємності для біоти ( Fb ) та води ( Fw ) на основі дозиметричного аналізу 137 для виявлення трасера Cs та розраховують показник Z екологічної токсичності забруднення полютантами як співвідношення Fb / Fw . Величина показника Z на рівні 1-15 % від контролю свідчить про високий рівень екологічної токсичності, 16-50 % від контролю - про середній рівень екологічної токсичності, 51-100 % - про низький рівень екологічної токсичності. Насіння рослинибіоіндикатора кукурудзи попередньо піддають опроміненню гамма-радіацією при дозі 35-105 Гр. або при дозі 70-75 Гр. Додатково визначають взаємний вплив різних полютантів у модельній системі на основі параметра взаємодії P , який оцінюється за формулою: Z P  12  Z0 , де Z 0 - показник екологічної токсичності контролю; Z1 2 - показник екологічної Z1  Z2 токсичності для комбінованого впливу на біоту двох полютантів, Z 1 та Z 2 показники екологічної токсичності при незалежних впливах кожного з полютантів. Отримане значення параметра взаємодії свідчить про антагонізм дії полютантів. UA 119598 U (12) UA 119598 U UA 119598 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 Корисна модель належить до моніторингу забруднення екосистем, а саме до способів контролю екологічної токсичності радіонуклідів та важких металів при використанні модельних систем, що включають рослини біоіндикатори, та може використовуватися в реальній екологічній практиці. Це, у свою чергу, забезпечує можливість розробки відповідних ефективних контрзаходів та методів деконтамінації наземних та водних екосистем. На сьогодні людство зіткнулося з цілим рядом глобальних екологічних проблем, серед яких антропогенні зміни біосфери, виснаження, природних ресурсів, демографічний вибух, забруднення навколишнього середовища. Одним з найсильніших за дією та найбільш поширеними хімічними забрудненнями є забруднення важкими металами та радіонуклідами. Незважаючи на те, що існують природні джерела забруднень радіоактивними сполуками, основна маса найбільш активних ізотопів з невеликим періодом напіврозпаду потрапляє в навколишнє середовище антропогенним шляхом. Суттєве значення в цьому процесі мають: форма сполук, в яких знаходяться радіонукліди, наявність у ґрунті іонів, близьких за хімічними властивостями до радіоізотопів, рН середовища, кількість опадів та ґрунтово-кліматичні умови. До радіоактивних елементів, які можуть забруднювати ґрунт та водні екосистеми та є найбільш 90 137 144 36 небезпечними, належать Sr, Cs, Се і Сl, елементи з тривалим періодом розпаду, такі як, наприклад, Cs (50 років) і Sr (27 років). Потенційними джерелами радіоактивного забруднення можуть бути аварії або нещасні випадки на атомних установках. До важких металів належать більше 40 хімічних елементів періодичної системи Д.І. Менделєєва, маса атомів яких становить понад 50 атомних одиниць. Джерела надходження важких металів в екосистеми діляться на природні (вивітрювання гірських порід та мінералів, ерозійні процеси, вулканічна діяльність) та техногенні (видобуток і переробка корисних копалин, спалювання палива, рух транспорту, діяльність сільського господарства). Частина техногенних викидів, що надходять у природне середовище у вигляді тонких аерозолів, переноситься на значні відстані і викликає глобальне забруднення. Інша частина надходить в безстічні водойми, де важкі метали накопичуються і стають джерелом вторинного забруднення, тобто відбувається утворення небезпечних забруднень в ході фізико-хімічних процесів, що йдуть безпосередньо в середовищі. Період напіввидалення або видалення половини від початкової концентрації становить тривалий час: для цинку - від 70 до 510 років, для кадмію - від 13 до 110 років, для міді - від 310 до 1500 років і для свинцю - від 740 до 5900 років. У гумусовій частині ґрунту відбувається первинна трансформація сполук, які потрапили в неї. Важкі метали мають високу здатність до різноманітних хімічних, фізико-хімічних і біологічних реакцій. Багато з них мають змінну валентність і беруть участь в окисно-відновних процесах. Важкі метали та їх сполуки, як і інші хімічні сполуки, здатні переміщатися та перерозподілятися в середовищах життя, тобто мігрувати. Ртуть, свинець, кадмій входять до загального переліку найбільш важливих забруднюючих речовин навколишнього середовища, узгодженого країнами, що входять в ООН. Важкі метали найчастіше розглядаються не з хімічної, а з медичної та природоохоронної точок зору і, таким, чином, при включенні в цю категорію враховуються не тільки хімічні і фізичні властивості елемента, але й його біологічна активність та токсичність, а також обсяг використання в господарській діяльності. У патенті UA4632 (опубл. 17.01.2005) описаний спосіб біотестування забруднення полютантами за показниками структурних елементів пилкових зерен рослин, а саме за показникам виразності ехінолофатності та шипуватості скульптури пилкових зерен. Описаний спосіб не забезпечує достовірної оцінки забруднення, оскільки на показники, що досліджуються у вказаному способі, можуть впливати також й інші фактори. Крім цього спосіб включає забарвлювання барвниками та подальше мікроскопічне дослідження, що створює певні незручності при визначенні. Описаний також моніторинг екосистем методом біоіндикації, що використовується для оцінки рівня антропогенного впливу на навколишнє середовище, а також виявлення створюваних синергетичних біологічних ефектів полютантів (RU2372617, опубл. 20.08.2007). Спосіб полягає в вилученні з досліджуваного середовища тварин-біоіндикаторів - клопа Elasmucha grisea - з подальшим проведенням аналізу морфологічних ознак по частоті асиметричного прояву ознак з правого і лівого боку тварин-біоіндикаторів. Проте способи, де як біоіндикатори використовуються комахи, мають певні недоліки, зокрема комахи є жорстко пов'язаними з кормовими рослинами, які не завжди можуть рости на досліджуваних пунктах, вони можуть переміщатися на великі відстані, що часто також дуже спотворює результати аналізу. 1 UA 119598 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 Є відомим спосіб визначення забруднення води полютантами, зокрема важкими металами (UA108287, опубл. 10.04.2015), який включає відбір проби, приготування контрольного та дослідного зразків, засівання їх біоіндикаторними пігментосинтезувальними мікроорганізмами, інкубування культури, оцінювання її пігментоутворення та визначення за цим показником присутності металів, при цьому забруднення води важкими металами визначають за різницею інтенсивності кольору пігменту та росту дріжджів у контрольному та дослідному зразках. Вказаний спосіб забезпечує достовірну оцінку присутності важких металів, проте потребує значного часу на вирощування мікроорганізмів та спеціального обладнання для визначення інтенсивності кольору. Також є описаний спосіб індикації забруднення техногенно трансформованого середовища важкими металами із застосуванням мохоподібних, що включає аналіз рослинного матеріалу тест-індикаторів, де визначають вміст важких металів у гаметофітах мохоподібних та розраховують коефіцієнт акумуляції за двома видами одного роду одночасно як показник рівня нагромадження важких металів, що дозволяє порівняти види за їх здатністю до нагромадження елементів в умовах забруднення середовища (UA38682, опубл. 12.01.2009). Як і попередні способи, даний спосіб включає використання цілого ряду приладів: світлового мікроскопа, об'єкт-мікрометра, окуляр-мікрометра гвинтового, приладів "Spectroscan" та "Сатурн-3". Проте вказаний спосіб не може забезпечити одержання достовірної оцінки забруднення, оскільки використовувані мохоподібні не мають розвиненої кореневої системи і тому їх здатність виявляти важкі метали у ґрунті є обмеженою. Крім цього вказаний спосіб не забезпечує комплексної оцінки екологічної токсичності навколишнього середовища, яке перебуває під впливом не одного, а ряду полютантів, що є надзвичайно поширеним явищем у наш час. У патенті RU2402765 (опубл. 27.10.2010), що вибраний як прототип заявленої корисної моделі, описаний спосіб визначення забруднення води за ростом коренів рослин. Вказаний спосіб включає попереднє визначення оптимального часу пророщування індикаторних рослин, виявляють біотехнічну закономірність динаміки росту проростків з математичним аналізом напівциклів часу пророщування, піддають ранжируванню результати аналізів за зниженням довжини коренів, виявляють закономірності рангового розподілу популяційних груп проростків, здійснюють математичний аналіз у рамках одного вибраного повтору з раціональним часом пророщування. Вказаний спосіб включає занадто складний математичний аналіз, який проте не забезпечує точного визначення забруднення, особливо у випадках наявності декількох полютантів. Задача корисної моделі полягає у розробці способу визначення екологічної токсичності полютантів, що включає використання модельної системи, який має високу чутливість та є простим у здійсненні. Крім цього спосіб забезпечує одержання комплексної оцінки забруднення навколишнього середовища, яке піддається впливу декількох полютантів, зокрема радіонуклідів та важких металів. Поставлена задача вирішується за допомогою заявленого способу визначення екологічної токсичності полютантів у модельній системі за критеріями фізіологічних реакцій рослинибіоіндикатора, причому як рослину-біоіндикатор використовують кукурудзу, що вирощується у водній культурі на середовищі, що піддається тестуванню, де у вказане середовище додатково 137 вносять трасер Cs, при цьому через 2-10 днів такого вирощування визначають фактори 137 радіоємності (доля радіонуклідів Cs, що накопичуються) для біоти ( Fb ) та води ( Fw ) на основі дозиметричного аналізу та розраховують показник Z екологічної токсичності забруднення полютантами як співвідношення Fb / Fw , де величина показника Z на рівні 1-15 % від контролю свідчить про високий рівень екологічної токсичності, 16-50 % від контролю - про середній рівень екологічної токсичності, 51-100 % - про низький рівень екологічної токсичності. При здійсненні способу полютанти (важкі метали, радіонукліди та ін.) накопичуються у рослині та впливають на ростові показники рослин. Інтенсивність фізіологічних реакцій, зокрема накопичення поживних речовин рослинами-індикаторами, зокрема рослинами кукурудзи, є показником екологічної токсичності середовища вирощування - чим більша екологічна токсичність, тим нижча швидкість накопичення поживних речовин рослинами кукурудзи. Накопичення поживних речовин, яке визначають за швидкість накопичення елемента-трасера 137 Cs (швидкість накопичення якого є пропорційною швидкості накопичення інших елементів живлення), є мірою інтенсивності фізіологічних реакцій рослини-біоіндикатора, іншими словами, мірою його благополуччя: вона може залишатися без змін у порівнянні із контролем або може піддаватися інгібуванню при екологічній токсичності середовища. Полютант, накопичуючись у рослині, здатен впливати на ростові показники рослин та на їх спроможність акумулювати 137 трасер Cs. Як відомо, накопичення цього трасера корелює з накопиченням елемента калію [Ю.А. Кутлахмедов. Дорога к теоретической радиоэкологии. - К., 2015. - 367 с.] Авторами даної 2 UA 119598 U 5 10 15 20 25 30 заявки продемонстровано, що накопичення трасера сибатно корелює з профілем ростових показників рослин. Середовище, яке піддається аналізу на наявність важких металів, може являти собою будь-яку систему, зокрема водойму. У переважному втіленні насіння рослини-біоіндикатора (кукурудзи) попередньо піддають опроміненню гамма-радіацією при дозі 35-105 Гр, найбільш переважно при дозі 75 Гр для додаткової сенсибілізації модельної системи. Зокрема показано, що таке попереднє опромінення насіння кукурудзи при використанні дози 75 Гр у два рази підвищує чутливість водної культури цих рослин до дії полютантів - важких металів (солей кадмію, цинку, свинцю) та радіонуклідів за критеріями ростової реакції кореня та за їх радіоємністю (здатності 137 накопичувати трасер Cs). Запропонований спосіб також додатково дозволяє визначати взаємний вплив різних полютантів у модельній системі на основі параметра взаємодії P , що вираховується на основі визначеного показника Z екологічної токсичності, де характер взаємодії різних полютантів у системі оцінюється за формулою: Z P  1 2  Z0 , Z1  Z2 де Z 0 - показник екологічної токсичності контролю; Z1 2 - показник екологічної токсичності для комбінованого впливу на біоту двох полютантів, Z1 та Z 2 показники екологічної токсичності при незалежних впливах кожного з полютантів. при цьому, якщо отримане значення параметра взаємодії 1, то має місце антагонізм, тобто негативний вплив одного фактора, зменшується під дією інших. Таким чином, при використанні способу, згідно з запропонованою корисною моделлю, є можливим визначати у модельній системі не тільки екологічну токсичність полютантів, але й оцінювати їх сумісну дію, що свідчить про універсальність заявленого способу. Спосіб було розроблено на основі приведеного нижче теоретичного аналізу та експериментальних досліджень, де було запропоновано використовувати як показник екологічної токсичності радіоємність та/або фактор радіоємності екосистеми та її складових. Розглянемо радіоємність на прикладі двокамерної моделі екосистеми, яка включає середовище (воду) та біоту (в даному випадку водну культуру рослин-біоіндикаторів). Блоксхема даної моделі представлена на Фіг. 1. У даному випадку представлено 2 камери, які містять Yx  та Zx  радіонуклідів трасерів 137 Cs у залежності від часу - x ; a12 - швидкість поглинання радіонуклідів трасерів (та пропорційно їй поглинання поживних речовин), і a21 швидкість їх відтоку у середовище (у воду). Дана двокамерна модель описується у вигляді системи двох звичайних диференційних рівнянь: 35 dy x  / dx a 21 zx a12 yx  40 45 .(1) dzx  / dx  zx  yx  137 Припустимо, що висхідний запас радіонуклідів у камері Yx  складав Y0 ( Cs). Рішенням двох диференційних рівнянь для даної моделі є: Y0 Yx   a12  a21a21  a12 exp a12  a21 x  .(2) Y0a21 Zx   a12  a21exp a12  a 21 x  Фактор радіоємності (тобто доля радіонуклідів, що накопичуються) для біоти та для води визначається наступним чином: a12 a21 Fb  ; Fw  . (3) a21  a12 a12  a21 Порівнюючи ці рівняння, можна отримати показник Ζ: a12 Fb 1  Fw    Z . (4) a21 Fw Fb Іншим чином нами було введено поняття про фактор радіоємності біоти та води у водоймі, який можна оцінити за формулою (5) (для резервуара з водою за відсутності донних відкладів): Fb  BKH / H  BKH , Fw  H / H  BKH  .(5) a12 a 21 3 UA 119598 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 де B - густина біомаси в одиниці об'єму; K - коефіцієнт накопичення "вода - біота", H глибина. При порівнянні формул (4) та (5) видно, що показник - Z за цими формулами (5) буде дорівнювати (6): Z  BK . (6) Таким чином, відношення швидкостей поглинання та відтоку трасера (параметр Z ) і, таким чином, елемента мінерального забезпечення рослин - калію, є пропорційним біомасі біоти та коефіцієнту накопичення у системі "вода-біота". Це означає, що чим вище кількість біомаси біоти та коефіцієнт накопичення трасера біотою, тим вище співвідношення швидкостей поглинання та відтоку трасера, а отже, і поживних речовин з води в біомасу біоти у досліджуваній водній культурі рослин кукурудзі. Це демонструє зв'язок параметру радіоємності зі швидкостями поглинання та відтоку трасера. Це означає принципову можливість оцінювати стан біоти у запропонованій модельній екосистемі на основі водної культури рослин кукурудзи через поведінку трасера за параметрами радіоємності. Запропонований спосіб може бути використаний для еквідозиметричних оцінок при комбінованому впливі хімічних та фізичних факторів при дослідженні на даній модельній екосистемі (водна культура рослин). Модельна система для здійснення даного способу отримала назву "екологічний термометр". Дані, які демонструють використання даного способу, є представленими на приведених нижче фігурах: Фігура 1 представляє блок-схему простої двокамерної моделі екосистеми (середовище та 137 біота), що містять Yx  та Zx  радіонуклідів трасерів Cs у залежності від часу - x ; a12 швидкість поглинання радіонуклідів трасерів (та пропорційно їй поглинання поживних речовин) і a21 швидкість їх відтоку у середовище (у воду) Фігура 2 показує відношення величини фактора радіоємності в досліді до контролю при дії гамма-радіації та внесенні солі кадмію в концентрації 40 мкМ (в залежності від часу (доби експерименту). 137 На Фігурі 3 представлене співвідношення швидкостей поглинання та відтоку трасера Cs (показник екологічної токсичності Z  Fb / Fw ) для досліджуваної системи водної культури рослин кукурудзи в залежності від часу (доби). Фігура 4 демонструє параметр взаємодії між дією дози гамма-опромінення (35, 70 Гр, ) та внесенням у середовище солі кадмію (40 мкм) ( P  Zгамма  Cd Zk  /Z гамма  ZCd  , в залежності від часу експерименту (доба). Фігура 5 показує відносну швидкість росту коренів кукурудзи у водній культурі у порівнянні з контролем при сумісній дії гамма-опромінення та внесення солі кадмію (40 мкМ) у залежності від часу (доба). Фігура 6 демонструє динаміку фактора радіоємності при внесенні різних концентрацій солей цинку по відношенню до контролю в залежності від часу (доба). Фігура 7 представляє динаміку залежності параметра взаємодії ( P ) при різних комбінаціях факторів внесення солі цинку та гамма-опромінення. Фігура 8 показує динаміку залежності відносної швидкості росту коренів (ВШР) кукурудзи у водній культурі при різних комбінаціях факторів (гамма-опромінення насіння, та внесення солей свинцю у водну культуру) в залежності від часу експерименту (доби). На Фігурі 9 представлено динаміку фактора радіоємності біоти при різних умовах проведення досліду при внесенні солісвинцю та різних дозах опромінення насіння рослин. Фігура 10 представляє визначення залежності факторі взаємодії P солі свинцю та гаммаопромінення насіння у різних дозах. Приклад 1. З метою дослідження надходження та накопичення важкого металу (ВМ) кадмію проростками кукурудзи в умовах водної культури було проведено серію експериментів із застосуванням різних концентрацій внесення ВМ в поживне середовище (в даному випадку це відстояна вода з водогону). Концентрації були підібрані з попередньо отриманих концентраційних залежностей як такі, що незначним чином пригнічують ріст проростків кукурудзи. Для досліджень використовували проростки кукурудзи сорту Достаток Μ (врожай 60 2015 р.) було проведено на установці "Исследователь" з джерелом гамма-квантів Со в м. Гатчина, РФ. Дослідження вмісту іонів кадмію у висушених зразках проростків кукурудзи проводилось в Національному університеті біоресурсів і природокористування України (НУБіП України). Визначення проводили згідно з: ГОСТ 30178-96 ("Сировина та продукти харчові. Атомно-абсорбційний метод визначення токсичних елементів"). Підготовка проби - ДСТУ 4 UA 119598 U 7670:2014 "Сировина та продукти харчові. Підготовка проб. Мінералізація для визначення 137 вмісту токсичних елементів". Як трасер використовували Cs. Проведено дослідження накопичення кадмію рослинами кукурудзи у водній культурі при різних висхідних рівнях внесення солі кадмію у водну культуру (див. Таблицю 1). 5 Таблиця 1 Експериментальні дані щодо накопичення кадмію рослинами кукурудзи Варіанти досліду 1. Контроль 2. 10 мкМ кадмію 3. 20 мкМ кадмію 4. 40 мкМ кадмію 5. Контроль - опромінені у дозі 105 Гр 6. 10 мкМ кадмію - опромінені у дозі 105 Гр 7. 20 мкМ кадмію - опромінені у дозі 105 Гр 8. 40 мкМ кадмію - опромінені у дозі 105 Гр 10 15 20 25 30 35 40 Загальна На початку Вміст Cd, вага, г внесено, мг мг/кг Вміст Cd рослинах, мг % поглинутого Cd Кн 96,6 63.1 58,6 3,061 2,687 2,951 2,765 2,28 4,56 9,12 447,02 575,47 1068,02 1,201 1,698 2,953 52,68 37,24 32,38 3,757 3,334 2,28 512,67 1,70 74,97 112,4 3,645 4,56 650,56 2,371 52,00 71,3 3,231 9,12 909,19 2,938 32,21 49,8 Для тест-системи (що також отримала назву "екологічний термометр") при дослідженні впливу радіації та важких металів на стан біоти модельної екосистеми рекомендовано використовувати попереднє гамма-опромінення насіння в дозі 70 Гр, як найбільш прийнятне для підвищення чутливості до внесення у воду ВМ та виживаності рослин. Із Таблиці 1 видно, що коефіцієнт накопичення кадмію (Кн)) рослинами у водній культурі найбільший при низькому внесення солі кадмію (10 мкМ). При внесенні 40 мкМ кадмію спостерігається синергізм та відносне зниження надходження кадмію у рослини. Слід зазначити, що гамма-опромінення насіння кукурудзи у дозі 70 та 105 Гр при внесенні 10 та 20 мкМ кадмію дає помітно більший Кн, ніж без опромінення. Це свідчить про сенсибілізацію рослин радіацію до підвищення накопичення солі кадмію, а також інших важких металів. Приклад 2 Проводили досліди так, як описано вище у Прикладі 1. В експериментів було продемонстровано, що фактор радіоємності є чутливим показником стану біоти, що корелює зі змінами ростових показників. Показано, що чим краще проходить ростовий процес, тим вище фактор радіоємності біоти даної модельної екосистеми. Показано, що зміни фактора радіоємності можуть слугувати як адекватний показник розподілу та перерозподілу радіонуклідів в екосистемі і являють міру благополуччя біоти в ній. Дані експерименту є представленими на Фіг. 2. З представлених даних видно, що з підвищенням дози гамма-опромінення знижується значення фактора радіоємності. Найбільший ефект спостерігається при комбінації внесення солі кадмію та гамма-опромінення в дозі 105 Гр. За цими даними було проведено оцінку співвідношення швидкості надходження та відтоку трасера - показника Z екологічної токсичності. Цей показник, як показано вище, відображає динаміку процесу надходження трасера, що корелює зі станом біоти (як представлено на Фіг. 3) З результатів експерименту встановлено, що на початку росту рослин швидкість поглинання 137 трасера Cs у 6-2 рази перевищує швидкість відтоку. З часом картина міняється на обернену 137 внаслідок пригнічення росту спостерігається збільшення відтоку Cs у середовище. При використанні параметра P взаємодії між опроміненням гамма-радіацією та внесенням солі кадмію було чітко показано наявність чіткого синергізму між дією гамма-опромінення та внесенням солі кадмію (40 мкМ), починаючи з 2 доби спостереження (Фіг. 4)· З представленої фігури видно, що при дозах 35 и 70 Гр на початку росту коренів спостерігається помітний антагонізм, який потім змінюється на ефект синергізму. Це явище є найбільш вираженим при гамма-опроміненні насіння в дозі 70 Гр. Таким чином, продемонстровано можливість використання параметра взаємодії P як критерію екологічної 5 UA 119598 U 5 10 15 20 25 30 35 40 45 взаємодії важкого металу кадмію та впливу гамма-радіації на стан рослин у дослідах на водній культури рослин кукурудзи. Цей результат чітко корелює з відносною швидкістю росту коренів рослин кукурудзи (Фіг. 5). Таким чином, було підтверджено, що запропонований спосіб визначення екологічної токсичності полютантів при використанні показника екологічної токсичності Z , що визначається 137 як співвідношення факторів радіоємності Fb / Fw за накопиченням трасера Cs, є ефективним та забезпечує реальну оцінку стану рослин у відповідь на забруднення екосистеми, а також дає можливість визначати характер взаємодії полютантів, згідно з параметром взаємодії. Приклад 3 Проводили досліди так, як описано вище у Прикладі 1. При цьому як важкий метал використовували солі цинку. На Фіг. 6 показано динаміку зміни фактора радіоємності водної культури рослин кукурудзи при внесенні різних концентрацій солей цинку. Показано, що фактор радіоємності тим більше реагує на внесення полютанту, чим вище концентрація солі цинку, що вноситься у водну культуру рослин кукурудзи. При комбінованій дії факторів (внесення цинку та гамма-опромінення насіння кукурудзи) видно, що найбільша реакція фактора радіоємності спостерігається при внесенні у водну культуру 300 мкМ цинку та її комбінації з гамма-опроміненням насіння кукурудзи. За цими даними було розраховано показник взаємодії (Фіг. 7) внесення солі цинку та гаммаопромінення. Встановлено, що при комбінованому впливі внесення 100 мкМ цинку та гаммаопромінення насіння дозою в 70 Гр (гамма-радіація) був явно виражений ефект синергізму ( P  1). Для інших комбінацій факторів домінує ефект антагонізму ( P  1 ). Таким чином, було підтверджено, що розроблений спосіб на основі використання тестсистеми (водна культура рослин кукурудзи) може бути застосований також для оцінки впливу на біоту внесення солей цинку. Приклад 4 Проводили досліди так, як описано вище у Прикладі 1. При цьому як важкий метал використовували солі свинцю. В експерименті було продемонстровано, що запропонований спосіб дає можливість визначати екологічну токсичність за станом біоти. Для цього досліджували відносну швидкість росту коренів рослин кукурудзи (ВШР) (аналогічно із прототипом) та підтверджували її кореляцію із показником Z , згідно з корисною моделлю (Фіг. 8). В експерименті також було проведено оцінку фактора радіоємності біоти в залежності від внесення різних концентрацій солі свинцю (Фіг. 9). Проведено також визначення параметра взаємодії Ρ для гамма-опромінення та внесення різних концентрацій солі свинцю у водній культурі рослин кукурудзи (Фіг. 10). Таким чином, в результаті проведених дослідів продемонстрована висока чутливість запропонованого способу при використанні модельної системи ("екологічний термометр") на основі водної культури рослин кукурудзи, де оцінку здійснюють на основі показника екологічної 137 токсичності Z , що являє собою співвідношення факторів радіоємності (долі радіонуклідів Cs, що накопичуються) біоти ( Fb ) та води ( Fw ), отриманих шляхом дозиметричного аналізу. Було показано, що біологічний показник благополуччя рослин (відносна швидкість росту коренів кукурудзи у водній культурі) корелює з поведінкою штучного показника радіоємності (трасера 137 Cs), який э значно простішим для визначення, ніж показник ВШР, та який дає адекватне уявлення про стан біоти у вказаній тест-системі. ФОРМУЛА КОРИСНОЇ МОДЕЛІ 50 55 1. Спосіб визначення екологічної токсичності полютантів у модельній системі за фізіологічними реакціями рослини-біоіндикатора, який відрізняється тим, що як рослину-біоіндикатор використовують кукурудзу, яка вирощується у водній культурі на середовищі, що піддається 137 тестуванню, де у вказане середовище додатково вносять трасер Cs, причому через 2-6 днів такого вирощування визначають фактори радіоємності для біоти ( Fb ) та води ( Fw ) на основі 137 дозиметричного аналізу для виявлення трасера Cs та розраховують показник Z екологічної токсичності забруднення полютантами як співвідношення Fb / Fw , де величина показника Z на рівні 1-15 % від контролю свідчить про високий рівень екологічної токсичності, 16-50 % від контролю - про середній рівень екологічної токсичності, 51-100 % - про низький рівень екологічної токсичності. 6 UA 119598 U 5 10 2. Спосіб за п. 1, який відрізняється тим, що насіння рослини-біоіндикатора кукурудзи попередньо піддають опроміненню гамма-радіацією при дозі 35-105 Гр. 3. Спосіб п. 2, який відрізняється тим, що насіння рослини-біоіндикатора кукурудзи попередньо піддають опроміненню гамма-радіацією при дозі 70-75 Гр. 4. Спосіб за будь-яким з пп. 1-3, який відрізняється тим, що додатково визначають взаємний вплив різних полютантів у модельній системі на основі параметра взаємодії P , який оцінюється за формулою: Z1 2 P  Z0 , Z1  Z 2 де Z 0 - показник екологічної токсичності контролю; Z1 2 - показник екологічної токсичності для комбінованого впливу на біоту двох полютантів, Z 1 та Z 2 показники екологічної токсичності при незалежних впливах кожного з полютантів, де отримане значення параметра взаємодії свідчить про антагонізм дії полютантів. 7 UA 119598 U 8 UA 119598 U 9 UA 119598 U 10 UA 119598 U Комп’ютерна верстка Г. Паяльніков Міністерство економічного розвитку і торгівлі України, вул. М. Грушевського, 12/2, м. Київ, 01008, Україна ДП “Український інститут промислової власності”, вул. Глазунова, 1, м. Київ – 42, 01601 11