Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів
Поліциклічні ароматичні вуглеводні є класом різноманітних органічних сполук, поширених у навколишньому середовищі як забруднення. У цьому огляді наведено дані стосовно кількості поліциклічних ароматичних вуглеводнів у природному середовищі, можливості їх біодеструкції природними і селекціонованими м...
Gespeichert in:
| Datum: | 2007 |
|---|---|
| Hauptverfasser: | , , , |
| Format: | Artikel |
| Sprache: | Ukrainian |
| Veröffentlicht: |
2007
|
| Online Zugang: | http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/3593 |
| Tags: |
Tag hinzufügen
Keine Tags, Fügen Sie den ersten Tag hinzu!
|
| Назва журналу: | Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine |
| Zitieren: | Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів / М.І. Павленко, Я.М. Сорока, П.І. Гвоздяк, В.П. Кухар // Катализ и нефтехимия. — 2007. — № 15. — С. 46-62. — Бібліогр.: 156 назв. — укр. |
Institution
Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine| id |
irk-123456789-3593 |
|---|---|
| record_format |
dspace |
| spelling |
irk-123456789-35932009-07-09T12:00:36Z Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів Павленко, М.І. Сорока, Я.М. Гвоздяк, П.І. Кухар, В.П. Поліциклічні ароматичні вуглеводні є класом різноманітних органічних сполук, поширених у навколишньому середовищі як забруднення. У цьому огляді наведено дані стосовно кількості поліциклічних ароматичних вуглеводнів у природному середовищі, можливості їх біодеструкції природними і селекціонованими мікроорганізмами, представлено шляхи біорозкладу цих ксенобіотиків. Полициклические ароматические углеводороды представляют собой класс разнообразных органических веществ, распространенных в окружающей среде как загрязнения. В обзоре приведено данные о количестве полициклических ароматических углеводородов в природе, возможность их биодеструкции природными и селекционироваными микроорганизмами, представлены пути биоразложения этих ксенобиотиков. Polycyclic aromatic hydrocarbons represent a diverse class of the organic compounds widely-spread as pollution. Data on polycyclic aromatic hydrocarbons in environment, the possibility of their biological degradation by natural and isolated microorganisms and biodegradation patterns of these xenobiotics have been presented. 2007 Article Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів / М.І. Павленко, Я.М. Сорока, П.І. Гвоздяк, В.П. Кухар // Катализ и нефтехимия. — 2007. — № 15. — С. 46-62. — Бібліогр.: 156 назв. — укр. http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/3593 579.841.11.0177 uk |
| institution |
Digital Library of Periodicals of National Academy of Sciences of Ukraine |
| collection |
DSpace DC |
| language |
Ukrainian |
| description |
Поліциклічні ароматичні вуглеводні є класом різноманітних органічних сполук, поширених у навколишньому середовищі як забруднення. У цьому огляді наведено дані стосовно кількості поліциклічних ароматичних вуглеводнів у природному середовищі, можливості їх біодеструкції природними і селекціонованими мікроорганізмами, представлено шляхи біорозкладу цих ксенобіотиків. |
| format |
Article |
| author |
Павленко, М.І. Сорока, Я.М. Гвоздяк, П.І. Кухар, В.П. |
| spellingShingle |
Павленко, М.І. Сорока, Я.М. Гвоздяк, П.І. Кухар, В.П. Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| author_facet |
Павленко, М.І. Сорока, Я.М. Гвоздяк, П.І. Кухар, В.П. |
| author_sort |
Павленко, М.І. |
| title |
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| title_short |
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| title_full |
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| title_fullStr |
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| title_full_unstemmed |
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| title_sort |
біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів |
| publishDate |
2007 |
| url |
http://dspace.nbuv.gov.ua/handle/123456789/3593 |
| citation_txt |
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуглеводнів / М.І. Павленко, Я.М. Сорока, П.І. Гвоздяк, В.П. Кухар // Катализ и нефтехимия. — 2007. — № 15. — С. 46-62. — Бібліогр.: 156 назв. — укр. |
| work_keys_str_mv |
AT pavlenkomí bíodestrukcíâpolíciklíčniharomatičnihvuglevodnív AT sorokaâm bíodestrukcíâpolíciklíčniharomatičnihvuglevodnív AT gvozdâkpí bíodestrukcíâpolíciklíčniharomatičnihvuglevodnív AT kuharvp bíodestrukcíâpolíciklíčniharomatičnihvuglevodnív |
| first_indexed |
2025-07-02T06:53:44Z |
| last_indexed |
2025-07-02T06:53:44Z |
| _version_ |
1836517136577593344 |
| fulltext |
Катализ и нефтехимия, 2007, №15
46
УДК 579.841.11.0177 © 2007
Біодеструкція поліциклічних ароматичних
вуглеводнів
М.І. Павленко, Я.М. Сорока, П.І. Гвоздяк, В.П. Кухар
Інститут біоорганічної хімії та нафтохімії НАН України,
Україна, 02094 Київ, вул. Мурманська, 1; факс: (044) 573-25-52
Поліциклічні ароматичні вуглеводні є класом різноманітних органічних сполук, поширених у навколиш-
ньому середовищі як забруднення. У цьому огляді наведено дані стосовно кількості поліциклічних арома-
тичних вуглеводнів у природному середовищі, можливості їх біодеструкції природними і селекціоновани-
ми мікроорганізмами, представлено шляхи біорозкладу цих ксенобіотиків.
Загальна характеристика і поширення поліцик-
лічних ароматичних вуглеводнів у навколишньому
середовищі
Поліциклічні ароматичні вуглеводні (ПАВ) є вели-
ким класом дуже різноманітних органічних сполук,
молекули яких складаються з трьох або більше арома-
тичних кілець, що утворюють різні конфігурації
(рис. 1).
На сьогодні відомо, що ці сполуки дуже поширені в
навколишньому середовищі [1–3] і шкідливо вплива-
ють на фізіологічний стан усіх організмів, починаючи
від бактерій і закінчуючи організмом людини, внаслі-
док мутагенності, тератогенності та канцерогенності
[4–6]. ПАВ наявні як природні компоненти у
кам’яному вугіллі та нафті, формуються також внаслі-
док неповного згоряння органічних сполук, а тому зна-
ходяться в досить високих концентраціях у продуктах
переробки викопного палива [7–10]. Стічні води мета-
лургійних і коксохімічних підприємств, деревооброб-
ної промисловості, газо- і нафтопереробних заводів,
зливові води і аварійні виливи нафти є основними
джерелами забруднення навколишнього середовища
ПАВ. Вони виявлені в повітрі [11, 12], ґрунтах [13–16],
поверхневих і ґрунтових водах [17–21], рослинах і тва-
ринах [22–24], у продуктах харчування [25–27].
Внаслідок антропогенного навантаження аромати-
чні вуглеводні постійно надходять у природне середо-
вище і в результаті своєї надзвичайно високої стійкості
накопичуються в ньому. Так, лише на берегах Кахов-
ського водоймища розташовано понад 90 населених
пунктів, близько 1000 об'єктів народного господарства,
серед яких – великі промислові підприємства міст За-
поріжжя, Нікополя, Енергодара, Марганцю, сільсько-
господарські комплекси. Надходження у воду недоста-
тньо очищених стоків значно погіршило якість води і
стан водоймищ у цілому [28]. А.М. Цвєткова та ін. [21]
провели моніторингові дослідження, вони зазначають,
що вміст ПАВ у воді Каховського моря становить від
Рис. 1. Типові представники поліциклічних ароматичних вуглеводнів
Флуорантен
Антрацен Фенантрен
Пірен Бенз[а]антрацен Кризен
Бенз[а]пірен Дибенз[а, h]антрацен
Флуорен
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 47
6 до 230 нг/дм3, а в донних осадах – від 64 до 4666
нг/дм3. Із загальної кількості ПАВ у зразках води ви-
значають, нг/дм3: фенантрен – 81,3–668,4; флуорантен –
3,6–235,1; пірен – від 1,8 до 8,9. У донних осадах вияв-
лений значно ширший набір вуглеводнів цієї групи,
нг/дм3: фенантрен – 14,0–138,7; флуорантен – 39,2–
380,2; пірен – 10,3–49,3; інденопірен – до 92,6; антра-
цен – 0,2–9,3; бензпірен – до 43,3; дибензантрацен –
4,5–23,8.
Арени виявлено в організмах гідробіонтів, які жи-
вуть навіть у найчистіших акваторіях Чорного моря.
Сумарна концентрація моно-, бі- та поліароматичних
сполук становить 0,04–0,20 мг на 100 г сирої маси риб і
11,9 мг на 100 г сирої маси мідій. З бі- та поліядерних
аренів у гідробіонтів виявлено одну–дві сполуки. У
мідій склад акумульованої поліциклічної ароматичної
речовини різноманітніший, що пов’язано з їх активною
фільтраційною діяльністю. Зокрема, в організмі цих
тварин визначено наявність флуорену, флуорантену,
хризену, 1,2- і 5,6-дибензантрацену та 1,2- і 4,5-дибенз-
пірену [22].
На забруднених і незабруднених територіях у ґрун-
тах загалом знайдено від 1 мг/кг до понад 300 г/кг ПАВ
[29–33].
Хімічні властивості й частка аренів у навколиш-
ньому середовищі залежать як від розміру молекули
або кількості ароматичних кілець, так і від типу кільце-
вого зв’язку. З’єднання кілець в цих сполуках може
бути лінійним (наприклад, антрацен), периферичним
(пірен) і змішаним (бенз[а]пірен). Збільшення кількості
ароматичних кілець і відповідно зростання молекуляр-
ної маси молекули, електрохімічної стійкості сполуки
цієї групи призводить до підвищення її гідрофобності.
Зазначене є основними факторами, які зумовлюють
високу стійкість високомолекулярних аренів у навко-
лишньому середовищі, резистентність їх до фізичного,
хімічного та біологічного розкладання. Вони мають
високий потенціал накопичення у навколишньому се-
редовищі та характеризуються міграцією по трофічно-
му ланцюгу, що пов’язано з їх гідрофобною природою
[34–37]. Відношення між стійкістю ароматичних вуг-
леводнів у природному середовищі і збільшенням кі-
лькості ароматичних кілець збігається зі співвідношен-
ням між швидкістю їх біодеструкції і розміром моле-
кул цих речовин [38–41].
Біодеструкція поліциклічних ароматичних вуг-
леводнів
Головними мінералізаторами органічної речовини є
бактерії [42–48]. Здатність швидко адаптуватися до
нових умов навколишнього середовища, доволі широ-
кий набір ферментних систем дають змогу їм викорис-
товувати різні органічні сполуки як джерело енергії та
вуглецю і тим самим піддавати деструкції токсичні,
канцерогенні та мутагенні речовини, до складу яких
входять і ароматичні вуглеводні. Існує багато праць із
селекції та добору штамів і асоціацій бактеріальних
культур, здатних використовувати різні ароматичні
сполуки як єдине джерело вуглецю та енергії [49–54].
Створено біопрепарати на основі іммобілізованих
активних штамів – деструкторів нафтопродуктів. По-
казано здатність цих біопрепаратів розкладати нафту в
ґрунті та воді [55, 56].
Протягом останніх років досліджували біохімічні
шляхи розкладання ПАВ [49, 57–61]. Приймається, що
початковий крок в аеробному катаболізмі молекул цих
сполук – це окиснення їх до дигідродіолів [62–68]. Ці
дигідроксильовані проміжні продукти можуть транс-
формуватися орто- або мета-шляхом, що приводить до
утворення протокатехолів і катехолів, які потім зазна-
ють перетворення проміжними ланками циклу трикар-
бонових кислот [49, 69].
Серед перших праць стосовно біологічного розкла-
дання ПАВ та ідентифікації їх продуктів розкладання
відзначимо дослідження D.Gibson зі співавт. [70], в яко-
му показано, що під час обробки культури Beijerinckia
sp. N-метил-N’-нітро-N-нітрозогуанідином утворюють
мутант (штам В8/36), який після росту на сукцинаті з
біфенілом здатний до окиснювання бенз[a]пірену і
бенз[a]антрацену до дигідродіолів. Два продукти мета-
болізму бенз[a]пірену було ідентифіковано як цис-9,10-
дигідрокси-9,10-дигідробенз[а]пірен і цис-7,8-дигідро-
кси-7,8-дигідробенз[а]пірен. Основні метаболіти біоде-
струкції бенз[a]антрацену було визначено як цис-1,2-
дигідрокси-1,2-дигідробенз[a]антрацен та цис-8,9- і
цис-10,11-дигідродіоли [70, 71]. У 1975 р. було також
повідомлено про кометаболічну деструкцію флуоран-
тену і бенз[а]пірену [72]. Культура Pseudomonas
(штам NCIB 9816), яку вирощували на сукцинаті та
саліцилаті, розкладала флуорантен у малих концентра-
ціях (близьких до розчинності у воді). Наприкінці
1980-х років уявлення щодо біологічного розкладання
ПАВ було дещо розширено. Так, M.A. Heitkamp, C.E.
Cerniglia [73] виділили з навколишнього середовища
бактеріальну культуру, яка могла піддавати екстенсив-
ній деструкції високомолекулярні ароматичні вуглево-
дні, що складалися з чотирьох ароматичних кілець.
Описано виділення з осаду поблизу родовища нафти
грампозитивної палички, яка протягом 2 тижнів під час
росту на живильному середовищі кометаболічно роз-
кладала (0,5 мг/л) флуорантен, пірен, 1-нітропірен, 3-
метилхолантрен, 6-нітрохризен і бенз[а]пірен. Тоді ж
W.R. Mahaffey та співавт. [74] вперше запропонували
схему одного із шляхів біодеструкції високомолекуля-
рних аренів. Після того як штам Beijerinckia sp. B1 (піз-
ніше його визначено як Sphingomonas yanoikuyae [75])
було індуковано біфенілом, м-ксилолом і саліцилатом,
він набув здатності окиснювати таку речовину, як
бенз[а]антрацен до трьох о-гідроксиполіароматичних
кислот, які за допомогою методів ядерно-магнітного
резонансу (ЯМР) і мас-спектральних досліджень визна-
чено як 1-гідрокси-2-антранілова кислота, 2-гідрокси-3-
фенантрілова і 3-гідрокси-2-фенантрілова кислоти. До-
48 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
слідження мінералізації бенз[а]антрацену з [14С] також
показали, що під час біодеструкції утворювався 14СО2.
J.G. Mueller та співавт. 1989 р. [76] продемонстрували,
що бактерії можуть використовувати ПАВ як єдине
джерело вуглецю і енергії. Так, асоціація мікрооргані-
змів, яку було виділено з території, забрудненої крео-
зотом, мала здатність розкладати флуорантен, який
знаходився у середовищі як єдина поживна речовина.
Крім того, під час росту на флуорантені зазначені мік-
роорганізми були здатні до біотрансформації інших
високомолекулярних аренів концентрацією від 0,3 до
2,3 мг/л.
W.D. Weissenfels та співавт. [77] виділили з ґрунту
культуру Alcaligenes denitrificans WW1, яка розкладала
фенантрен, флуорен і флуорантен у чистій культурі.
Флуорантен розкладався зі швидкістю 0,3 мг/мл за до-
бу, пірен і бенз[а]антрацен піддавалися деструкції ко-
метаболічно [77, 78]. Ідентифікація продуктів метабо-
лізму вказала на те, що процес біодеструкції відбувався
діоксигеназним шляхом. За допомогою спектрофото-
метричних досліджень у діапазоні ультрафіолетових
променів, ЯМР і мас-спектрометрії було виявлено
утворення таких метаболітів, як 7-гідроксіаценафтілен,
7-аценафтенон і 3-гідроксиметил-4,5-бензокумарин.
Незалежно від W.D. Weissenfels J.G. Mueller та співавт.
[76] опублікували результати своїх досліджень стосов-
но біодеструкції змішаною культурою високомолеку-
лярних ароматичних сполук, які містяться в креозоті.
Зокрема, із цієї змішаної культури мікроорганізмів ви-
ділено штам Pseudomonas (Sphingomonas) paucimobilis
EPA505, який здатний використовувати флуорантен як
єдине джерело вуглецю та енергії [76, 79]. Це демон-
струвалося зменшенням концентрації флуорантену у
водному розчині, збільшенням бактеріальної маси і
наявністю метаболітів флуорантену в культуральному
середовищі. Штам також було досліджено на здатність
до деструкції бенз[b]флуорену, бенз[а]антра-цену, кри-
зену і пірену. Виявлено, що усі ці сполуки (вони були
мічені радіоактивним ізотопом 14С), крім пірену, коме-
таболічно окиснювались, про що засвідчила наявність
14СО2 в газовій фазі [80].
Біологічну деструкцію флуорантену також було до-
сліджено I. Kelley та співавт. [81–83]. Дослідження
проводили зі штамом Mycobacterium sp. PYR-1. Ця
культура була здатна розкладати до 95 % флуорантену
концентрацією 17 мг/л за 24 год. Цікаво, що коли штам
PYR-1 було внесено до ґрунту і природної води, швид-
кість мінералізації цієї сполуки збільшилася. Автори
припускають, що підвищення швидкості розкладання
відбулося завдяки наявності аборигенної мікрофлори.
Серед продуктів метаболізму було виявлено 9-
флуоренон-1-карбонову кислоту, пізніше ідентифіко-
вано 8-гідрокси-7-метоксифлуорантрен, 9-гідрокси-
флуорен, 9-флуоренон, 1-ацетонафтенон, 9-гідрокси-1-
флуоренкарбонову кислоту, фталеву кислоту, 2-кар-
боксибензальдегід, бензойну кислоту, адипінову та
фенілоцтову кислоти. Запропоновано схему біологіч-
ного перетворення флуорантену (рис. 2).
Чимало дослідницьких груп вивчали бактеріальне
розкладання такого ПАВ, як пірен; ідентифіковано ме-
таболіти і запропоновано шляхи його деструкції. Так, з
осаду водойми навколо території видобутку вугілля
виділено культуру Mycobacterium sp., яка під час росту
в мінеральному середовищі із загальнодоступними
поживними речовинами була здатна до окиснювання
пірену [41, 84, 85]. З’ясовано, що за катаболізм пірену
відповідали індуцибельні ферменти [85]. За допомогою
рідинної хроматографії високого тиску визначено три
продукти метаболізму цієї речовини: цис-4,5-пірен-
дигідродіол, транс-4,5-пірендигідродіол і піренол. Ін-
ші чотири продукти – 4-гідроксиперинафтенон, 4-
фенантраценова, фталева і корична кислоти – виявлено
завдяки спектрофотометричним дослідженням в ульт-
рафіолетовій зоні, ЯМР, газовій хроматографії та мас-
спектрометрії. Основним метаболітом, який ідентифі-
ковано у найбільшій кількості, була 4-фенантренова
кислота.
Цікаво, що виявлення в культуральному середови-
щі цис- і транс-4,5-дигідродіолів дало підставу пропо-
нувати різні шляхи біодеструкції на початкових стадіях
окиснення пірену. Змішана культура, у складі якої була
Mycobacterium sp., виявилася здатною до мінералізації
більш розширеної групи ПАВ, зокрема пірену й
бенз[а]пірену. Щоправда, розкладання пірену цією
змішаною культурою було кометаболічним. Збільшен-
ня концентрації поживних речовин у мікрокосмі упо-
вільнювало її деструкцію. Цей факт автори пояснюють
швидким ростом біомаси тих бактеріальних культур,
які використовують в процесі метаболізму доступніші
речовини, ніж пірен, тим самим пригнічуючи розвиток
Mycobacterium sp.
Шляхи біодеструкції пірену були також запропоно-
вані групою C.E. Cerniglia [86] (рис. 3), а пізніше
V. Joaquim та співавт. [87].
Ключові моменти цього шляху підтверджено після
ідентифікації метаболітів, які виділено із культураль-
ного середовища з піреном після інкубації штамів:
Mycobacterium sp. RJGII-145, Mycobacterium flavescens
[88], Mycobacterium sp. KR2 [89]. Для двох останніх
штамів пірен був єдиним джерелом вуглецю та енергії.
R.J. Grosser та співавт. [90, 91] виділили з ґрунту
штам Mycobacterium sp. RJGII-135, який також викорис-
товував пірен як єдине джерело вуглецю та енергії, а
пізніше автори ідентифікували три проміжні продукти
розкладання цієї ароматичної сполуки. Дві з них (4-фе-
нантренкарбонова кислота і 4,5-пірендигідродіол) іден-
тифіковано уже під час дослідження метаболітів, які
утворювалися при інкубації штаму Mycobacterium sp.
PYR-1 у середовищі з піреном [92], а третім метаболі-
том, що розглядаються як найвірогідніший, визначено
4,5-фенантрендикарбонову кислоту [86].
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 49
Рис. 2. Шляхи біологічного розкладу флуорантену [108]
(2E,4Z)-2-Гідрокси-4-(2-
оксоаценафтілен-1(2H)-
іліден)бут-2-еноєва к-та
2-Метилаценафтілен-
1(2H)-он
2-Метил-1,2-
дигідроаце-
нафтілен-1-ол
2-Оксо-1,2-дигідро-
аценафтілен-1-
карбонова к-та
2-Оксо-2,3-дигідробензо-
[де]хромен-3-карбонова к-та9-Оксо-9H-флуорен-1-
карбонова к-та
9-Гідрокси-9H-флу-
орен-1-карбонова
к-та
2-Гідрокси-3-(9-
гідрокси-9H-флуорен-
1-іл)пропанова к-та
2-Гідрокси-3-(9-
оксо-9H-флуорен-1-
іл)пропанова к-та
Аценафтілен-
1(2H)-он
2-(8-Гідрокси -1-
нафтіл)пропанова
к-та
9H-Флуорен-9-он
3-R2-
Пірокатехін
СHО
HO
OH
HO
OH
ОН
OH
HO
COOH
HO
COOH
O
HOOC
H
O
HOOC
H
O O
HO
R2
HO
Флуорантен
10,11-Дигідрокси-
флуорантен 10,11-Дигідрокси-
флуорантен
1,2-Дигідрокси-
флуорантен
11-Гідроксифлуорантен-10-
карбальдегід
C
O
HO
HOOC
H
R1
O
R1
HO
O
HOOC
OH
OH
O
HOOC
O HO
O
R1
H
HOOC НO
9H-Флуорен-9-ол
50 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
Рис. 3. Шляхи біологічного розкладання пірену [86]
Із забруднених прісноводних водойм виділено
штам Mycobacterium sp. CH1, який здатний мінералізу-
вати флуорантен і пірен, а також широкий діапазон
розгалужених алканів і n-алканів [93]. Однак неможли-
вість гібридизації штаму CH1 з геном nahAc засвідчи-
ла, що ферментна система, яка бере безпосередню
участь у метаболізмі ПАВ, не пов’язана з діоксигеназ-
ним шляхом деструкції нафталіну.
M. Bouchez та співавт. [94, 95] вивчали здатність до
росту шести бактеріальних культур Rhodococcus sp. у
бінарних системах ароматичних вуглеводнів. Усі чисті
культури виявилися здатними до кометаболічного роз-
кладання пірену і флуорантену; також спостерігали
явища інгібування та синергічні взаємодії. Інгібування
найчастіше виявлялося тоді, коли один ПАВ був більш
розчинним у воді, ніж інший, доданий первісно.
На сьогодні в літературі є досить незначна кількість
інформації щодо біодеструкції чистими або змішаними
культурами аренів з п’ятьма або більше ароматичними
кільцями. Більшість із цих робіт спрямована на вивчен-
ня деструкції бенз[а]пірену, який є потенційно небезпе-
чним для здоров’я людини. Ця речовина канцерогенна і
може стимулювати розвиток неоплазії. Дослідження
засвідчили значну стійкість бенз[а]пірену до окиснення
в навколишньому середовищі [40, 86, 96–99].
За даними S.E. Herbes і L.R. Schwall [39], розкла-
дання такої сполуки, як бенз[а]пірен, на забруднених
нафтою територіях спостерігається протягом більше 3
OH
OH
C
O
OH O
OH
OH
OH
OH
H
H
OH
OH
OH
O
OH
C
O
OH
OH
O
C
OOH
C
O
OH
C
OOH
C
OOH
OH
OH
H
OH
OH
C
O
OH
OH
OH
C
O
OH
C
O
OH
O OH
C
O
OH
Корична
кислота
Пірен
4,5-Гідроксипірен
4,5-Пірен-
дигідродіол
1,2-Дигідрокси-
пірен
(2Z)-Гідрокси(9-оксо-
8,9-дигідро-1H-
фенален-1-іліден)
оцтова кислота
9-Гідрокси-2,9-дигідро-
1H-фенален-1-он
Пірокатехін
3,4-Дигідрокси-
фенантрен
Фенантрен-4-
карбоксильна
кислота
Фенантрен-4,5-
дикарбонова
кислота
1,2-Гідроксипірен
(3R,4S)-3,4-Дигідрокси-3,4-
дигідрофенантрен-4-
карбонова кислота
Гідрокси(5-оксофенантрен-
4(5H)-іліден)оцтова
кислота
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 51
років, а в незабруднених осадах термін біотрансфор-
мації цієї речовини становить понад 60 років. Пізніші
праці дають оптимістичніші висновки щодо біодестру-
кції зазначеної сполуки. Так, L.M. Carmichael і
F.K. Pfaender [100] показали, що мінералізація
бенз[а]пірену в звичайному ґрунті становила від 2 до
9 % із 136 нг/г за 8 тижнів, а на давно забруднених від
вугільної промисловості територіях руйнування цієї
речовини – 25 % із 84 нг/г за 225 діб інкубації.
Виявлено кометаболічну мінералізацію [14С]
бенз[а]пірену, концентрація якого в ґрунті становила
67–80 мг/кг: за 100 діб інкубації близько 40 % сполуки
перетворювалося на СО2, якщо аборигенну мікрофло-
ру ґрунту забезпечували відповідним косубстратом
[101]. Усі зазначені біотрансформації відбувалися в
умовах кометаболізму. Досі не виявлено, щоб
бенз[а]пірен використовувався як єдине джерело вуг-
лецю та енергії чистими або змішаними культурами
бактерій.
У праці J. Schneider та співавт. [91], описано іден-
тифікацію продуктів окиснення бенз[а]пірену культу-
рою Mycobacterium sp. RJGII-135, яку вирощували на
суміші дріжджового екстракту, пептону і розчинного
крохмалю. За допомогою методу мас-спектрометрії
ідентифіковано метаболіти: цис-7,8-бенз[а]пірен-
дигідродіол, 4,5-кризендикарбонова кислота, цис-4-(8-
гідроксипірен-7-іл)-2-оксо-3-бутенова кислота (або
цис-4-(7-гідроксипірен-8-іл)-2-оксо-3-бутенова кисло-
та) і 7,8-дигідропірен-7-карбонова кислота (або 7,8-
дигідропірен-8-карбонова кислота) (рис. 4). Автори не
визначили, як відбувається окиснення: мета- (через 7,8
зв’язок) чи орто-шляхом (через 9,10 зв’язок), тому мо-
жлива наявність двох продуктів метаболізму.
Дослідження біодеструкції ПАВ потребують дета-
льного вивчення кометаболічного розкладання ксено-
біотиків. Це питання є актуальним, адже більшість мі-
кроорганізмів – деструкторів поліциклічних аренів –
здатна трансформувати суміші ароматичних субстра-
тів, наявних у природному середовищі [102–112]. Чи-
мало досліджень спрямовано також на вивчення роз-
кладання суміші ПАВ змішаними культурами в лабо-
раторіях і на полях біоремедіації [113, 114].
Селективне видалення окремих аренів із сирої наф-
ти широко висвітлено в монографії під редакцією R.M.
Atlas [115]. Результати усіх зазначених досліджень збі-
гаються в тому, що процес розкладання багатьох аро-
матичних речовин, зокрема високомолекулярних, за-
безпечується комплексом ферментів, аналогічних тим,
які безпосередньо задіяні у процесі розкладання наф-
таліну, тобто шляхом утворення дигідродіолів. Відмін-
ність полягає лише в напрямі – орто- чи мета-шляху –
біодеструкції [49, 116].
M. Grifoll та співавт. [116] запропонували схему по-
чаткової фази шляху деструкції нафталіну, 2,3-
диметилнафталіну, антрацену, фенантрену і дибензті-
офену (рис. 5). Формування цих метаболітів поясню-
ють діоксигеназним розривом ароматичного кільця.
У цій праці досліджено розкладання різних ПАВ як
субстратів у чистому вигляді, так і їх суміші. Культура
Pseudomonas cepacia F297 використовувала флуорен
як єдине джерело вуглецю та енергії. Накопичення у
культуральному середовищі під час росту культури
продуктів розкладання, яке проходило за мета-шляхом,
засвідчило, що флуорен руйнувався за механізмом,
аналогічним руйнуванню нафталіну, коли насамперед
іде гідроксилювання ароматичного кільця, потім деци-
клізація й утворення пірувату. Запропоновано схему
шляху утилізації флуорену (рис. 6).
До того ж штам мав властивість використовувати в
процесі метаболізму доволі широкий спектр ароматич-
них сполук, включаючи нафталін, 2,3-диметил-
нафталін, фенантрен, антрацен і дибензотіофен. Кліти-
ни штаму, індуковані флуореном, були здатні перетво-
рювати 2,6-диметилнафталін, біфеніл, дибензофуран,
аценафтен та аценафтілен, які, до речі, в чистому ви-
гляді не підтримували ріст культури. Ідентифікація
продуктів, які утворювались у культуральному середо-
вищі під час біодеструкції зазначених субстратів, вка-
зала на те, що ферментний комплекс штаму P. cepacia
F297 ініціював такі реакції: окиснення і розрив арома-
тичних кілець (очевидно, з використанням пірувату
для росту); окиснення метилових груп; окиснення ме-
тиленових груп; окиснення гетероциклів сірки (рис. 7).
Досліджувана культура P.cepacia F297 здатна роз-
кладати ПАВ, які входять до складу креозоту, а також
наявні продукти їх мінералізації (рис. 8). Є дані, які
засвідчують, що в чистих культурах штам, який був
здатний до розкладання одних аренів, не приводив до
деструкції інших [49, 80, 83].
Вирішення цієї проблеми може бути знайдено в ре-
зультаті дослідження співокиснення, особливо тоді,
коли продукти деструкції одних ароматичних сполук
викликають розклад інших.
Я.М. Сорока та співавт. [117] показали, що розкла-
дання ароматичної сполуки може йти шляхом утво-
рення, з одного боку, 1-[(E)-2-карбоксивініл]-2-
нафтойної кислоти, з іншого – (2-гідрокси-1-нафтіл)-2-
оксобут-3-енової кислоти (рис. 9). Таким чином, спо-
стерігали утворення щавлевої кислоти і 1,2-
дикарбоксинафталіну, малонової кислоти і 1-гідрокси-
2-нафтойної кислоти, оксомалонової і 2-гідрокси-
нафтойної кислоти. Малонова кислота під дією мало-
нилдекарбоксилази перетворюється на піруват, а з ок-
сомалонової кислоти після декарбоксилювання утво-
рюється гліоксилова кислота. Піруват, щавлева та
гліоксилова кислоти в подальшому використовуються
бактеріальною клітиною як в біосинтетичних, так і в
енергетичних процесах, залучаючись до циклу трикар-
бонових кислот.
Проте в працях [117, 118] зазначається, що процес
біоруйнування може відбуватися різними паралельни-
52 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
H
H
OH
OH
OH
OH H
H
H
H
OH
OH
C
O
OH
C O
OH C
OH
OC
O
OH
C
OC
O
OH
OH
C
O
OH
C
O
OH
Бенз[a]пірен
Цис-4,5-бенз[a]пірендигідродіол
Цис-9,10-бенз[a]пірендигідродіол
Цис-7,8-бенз[a]пірендигідродіол
4,5-Кризендикарбонова кислота
Цис-4-(8-гідроксипірен-7-іл)-2-оксо-
-3-бутенова кислота
Цис-4-(7-гідроксипірен-8-іл)-2-оксо-
-3-бутенова кислота
7,8-Дигідропірен-7-карбонова
кислота
7,8-Дигідропірен-8-карбонова
кислота
Рис. 4. Шляхи біологічного розкладання бенз[а]пірену в процесі інкубування культури Mycobacterium sp. RJGII-135 [91]
ми шляхами, тобто розрив ароматичного кільця може
проходити між атомами С1 і С2, С3–С4, а також С9–
С10, що підтверджувалось наявністю в культурально-
му середовищі таких сполук, як 9-гідроксифлуорен,
a,a'-дифенова кислота, 1-аценафтенол, нафтенова кис-
лота, гідроксинафтойна, карбоксивінілнафтойна і наф-
тойна кислоти та ін. Виявлені метаболіти, які утворю-
валися в процесі деструкції фенантрену, є безпечними
для навколишнього середовища і таким чином не
спричинюють повторного забруднення. Високомоле-
кулярні сполуки, які утворювалися на початкових ста-
діях окиснення фенантрену, були нестійкими за наяв-
ності штаму P. fluorescens 3. Процес біодеструкції за
участю цього штаму відбувався з утворенням кінцевих
продуктів – CO2 і H2O [117, 118].
М.А. Бабошиним та співавт. [119] запропоновано
шлях біодеструкції фенантрену культурами Rhodococ-
cus rhodnii 135, P. fluorescens 26K і Arthrobacter sp. K3
(рис. 10, 11). Авторами показано, що деструкція фена-
нтрену відбувається з утворенням таких поміжних ме-
таболітів, як 3-гідроксифенантрен (R. rhodnii 135, Ar-
throbacter sp. K3) і фенантренон (P. fluorescens 26K),
але в такому разі не зрозуміло, яким чином розриваєть-
ся ароматичне кільце.
Утворення фенантренону взагалі було б можливим,
якби процеси відновлення й окиснення відбувалися
одночасно. Можна було б припустити, що одночасно
(наслідком чого власне й є утворення фенантренону) в
тому разі, якщо мікроорганізми іммобілізовані на носі-
ях (за умов щільного обростання носіїв біомасою) або
утворюють скупчення, всередині яких відсутній доступ
до кисню, а біотрансформація речовини не зупиняєть-
ся. Нещодавно (2006) в Інтернет-просторі було опублі-
ковано шляхи біологічного розкладання фенантрену
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 53
Рис. 5. Метаболіти, які були ідентифіковані в культуральних рідинах після інкубування культури
P.cepacia F297 з різними субстратами [116]
такими мікроорганізмами, як Aeromonas sp. s45p1, Pseu-
domonas sp. s47p1,s7k5, морськими Cyanobacterium,
Streptomyces flavovirens, Synechococcus sp. PR-6 [120].
Роль поверхнево-активних речовин у деструкції
поліциклічних ароматичних вуглеводнів
Низька розчинність ПАВ у воді обмежує їх доступ-
ність для мікроорганізмів, що є потенційною пробле-
мою для біоремедіації територій, забруднених арена-
ми. Для підвищення біодоступності цих гідрофобних
сполук було запропоновано поверхнево-активні речо-
вини (ПАР) [121–124]. Їх використання у процесі біо-
деструкції ксенобіотиків може прискорити руйну-
вання останніх. ПАР є сполуками, молекули яких здат-
ні із об’єму істинного або колоїдного розчину концен-
труватися на межі розділу фаз (рідина–газ, рідина–
рідина чи рідина–тверде тіло) із зниженням вільної
поверхневої енергії (поверхневого натягу). Дія ПАР
зумовлена підвищеною молекулярною масою та особ-
ливістю будови молекул, які складаються з полярних
(гідрофільних) і неполярних (гідрофобних) структур-
них одиниць. При розчиненні ПАР здатні дисоціювати
на іони (іоногенні) або переходити у розчин в мономо-
лекулярному стані (неіоногенні).
Завдяки своїм властивостям ПАР перешкоджають
адсорбції ПАВ, а явище солюбілізації збільшує
біодоступність цих ксенобіотиків для мікробних клітин.
Рис. 6. Метаболічний шлях утилізації флуорену культурою P. cepacia F297
Нафталін
2,3-Диметилнафталін
Антрацен
фенантрен
Дибензтіофен
+
S S
OH
CHO S
OH
COOH
H
H
OH
COOH
COOH
OH
H3C
H3C
H3C
H3C
OH
COOH HO
ОН
СООН
4,5-Диметилсаліцилова
кислота
4-Гідроксисаліцилова
кислота
1-гідрокси-2-нафтойна кис-
лота
3-Гідрокси-2-нафтойна
кислота
3-Гідрокси-1-бензтіофен-
2-карбальдегід
3-Гідрокси-2,3-дигідро-1-
бензотіофен-2-карбонова
кислота
OH
OH
O
(CОOH)
1-Інденон Флуорен Дигідроксифлуорен
54 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
O
C
O
OH +
O
OH
C
O
OH
1. Окиснення і розрив ароматичного кільця:
O
Біфеніл
2. Окислення метильних груп
OH
O
O
C
O
OH
N
Дибензофуран
Карбазол
OH
N
O
C
O
OH O
N
O
C
O
OH
+
CH3
CH3
CH3
CH2OH
CH3
COOH
+
2,3-Диметилнафталін
CH3
CH3
2,6-Диметилнафталін
CH2OH
CH3
+
COOH
CH3
3. Окислення метиленових груп
O O O O OO
COOH COOH
+ + +Аценафтен
Аценафтілен
4. Окислення сірчаного гетероциклу
S S
OH
OH
5-Оксо-5-фенілпен-
танова кислота
(4Z)-2-Гідрокси-6-оксо-
6-фенілгекс-4-енова кислота
(3E)-4-(3-Гідрокси-1-бензофуран-2-
іл)-2-оксобут-3-енова кислота
(3-Метил-2-нафтил)метанол 3-Метил-2-нафтойна кислота
(6-Метил-2-нафтил)метанол 6-Метил-2-нафтойна кислота
Аценафтілен-
1(2H)
Аценафтоквинон
1H,3H-Бензо[de]ізох
-ромен-1,3-діон
Нафталін-1,8-дика-
рбоксильна кислота
Дибензо[b,d]тіофен
5H-5λ4-Дибензо[b,d]тиофен-5,5-діол
Рис. 7. Метаболіти, які виділено після інкубації P.сepacia F297, індукованої флуореном,
у середовищах з ПАВ [116]
Особливо корисними є неіоногенні ПАР, які вже за
низьких концентрацій (нижче ККМ) здатні до солюбі-
лізації аренів.
P.A. Willumsen та співавт. показали [125], що швид-
кості мінералізації флуорантену чотирма різними куль-
турами, які мали здатність розкладати зазначену речо-
вину, за наявності неіоногенних ПАР, зокрема Тритону
Х-100 і Tween 80, різнилися. Автори дійшли висновку,
що оптимальні умови мінералізації ПАВ можуть бути
знайдені після ретельного вивчення шляхів розкладан-
ня ксенобіотиків і умов інкубації для кожної культури.
Вплив ПАР на розкладання ПАВ може бути різним:
від інгібування до стимуляції процесу біодеструкції.
Щодо цього було запропоновано різні пояснення [126–
131]. Зокрема, зменшення швидкості біодеструкції за
наявності ПАР автори [126, 131, 132] пояснюють
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 55
Час, хв.
Рис. 8. Сполуки, виявлені під час мінералізації креазотних речовин культурою P.cepacia F297
за 6 тижнів інкубації [116]
замиканням вуглеводнів у міцели сурфактанту. Вважа-
ється, що у цьому випадку мікроорганізми не мають
прямого доступу до речовини, яка знаходиться всере-
дині міцели, і це може ускладнювати процес біологіч-
ного розкладання поліциклічних аренів. Водночас, під
впливом ПАР підсилюється здатність до розчинення
цих гідрофобних сполук, що сприяє збільшенню
швидкості мінералізації останніх.
Різні результати виявлено навіть в межах одного
дослідження. Наприклад, додавання моноцукридного
біосурфактанту до суглинки алевриту гальмувало мі-
нералізацію фенантрену штамом Pseudomonas sp.
UG14r, але цей самий біосурфактант тієї ж концентра-
ції збільшив мінералізацію фенантрену в разі додаван-
ня його до ґрунту, який був забруднений креозотом
[133]. Тритон Х-100 подвоював швидкість мінераліза-
ції флуорантену штамом Sphingomonas paucimobilis
EPA505 лише за наявності катіонів кальцію. У тому
випадку, коли катіони кальцію були відсутні, флуорен
не піддавався мінералізації. Автори припускають, що
Тритон Х-100 негативно впливає на функціонування
цитоплазматичної мембрани клітин цієї культури
[134]. P.A. Willumsen і E.Arvin [135] також описали
кінетику розкладання флуорантену культурою
S. paucimobilis EPA505 за наявності ПАР Тритон Х-
100.
У праці T. Barkay та співавт. [136] показано, що біо-
емульгатор alasan здатний стимулювати розчинність
флуорантену у воді, тим самим прискорюючи процес
мінералізації цієї речовини. Досить наочно показано
вплив емульгаторів у досліді з культурою Pseudomonas
stutzeri P16 [137], яка ніяк не впливала на кристалічний
фенантрен і мінералізувала лише фенантрен, який був
розчинений у воді завдяки впливу сурфактантів. S.J.
Grimberg та співавт. [137] показали, що під час інкуба-
ції P. stutzeri P16 у середовищі з фенантреном за відсу-
тності ПАР мінералізація фенантрену відбувалася ду-
же повільно порівняно з тривалістю того досліду, коли
сурфактант був у наявності. Пояснюється це тим, що
швидкість розчинення фенантрену не була достатньо
високою протягом мінералізації фенантренової сполу-
ки, щоб швидко поповнювати культуральне середови-
ще ксенобіотиком розчиненої фази. Внаслідок цього
лінійний ріст P. stutzeri P16 спостерігали лише тоді,
коли концентрація розчиненої фази фенантрену на-
ближувалася до нуля, що вказувало на обмеження рос-
ту досліджуваної культури в результаті повільного
розчинення самого фенантрену. Проте у разі додавання
ПАР Tergitol NP-10 приріст біомаси значно збільшува-
вся, а швидкість деструкції фенантрену зростала зале-
жно від швидкості солюбілізації. До того ж попередні
дослідження показали, що Tergitol NP-10 не впливає на
ріст P. stutzeri P16 під час інкубації на пептоні [132].
Однак синтетичні ПАР самі є достатньо стійкими
забруднювачами водних і земельних ресурсів. Найко-
рисніше використовувати мікроорганізми, які здатні
56 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
O
OH
O
OH
O
OH
OH
O
OH OHO O
OH
OH
O
O
OHO
CH3
OH
OH
OH
OH
O
O
O
OH
OH
O
OH OH
O
OH
OH
O
O
OH
O
OH
OH
OH
O
OH
O
OH
OH
OH
O O
O
OH
O
OH
+
+
O
OHO
OH
Щавлева
кислота
OH
O
OH
+
O
OH
O
OH
Фенантрен-1,2-діол
(3Z)-4-(2-гідрокси-
1-нафтіл)-2-Оксобут-
3-енова кислота
(3Z)-3,4-Дигідрокси-4-
(2-гідрокси-1-нафтіл)-2-
оксобут-3-енова кислота
Піруват
Малонова
кислота
1-Гідрокси-2-нафтойна
кислота
Нафталін-1,2-
дикарбонова
кислота
1-(2-карбокси-1,2-
дигідроксивініл)-
2-Нафтойна
кислота
O
OH
O
OOH
Оксомалонова
кислота
O
O
OHГліоксилова
кислота
4-(2-карбокси-1-нафтіл)-3,4-
Дигідрокси-1,2-диоксетан
-3-карбонова кислота
2-Гідрокси-
1-нафтойна
кислота
Фенантрено[1,2-c][1,2]
діоксетан-2a,8b-діол
[3,4-Дигідрокси-4-(2-гідрокси-
1-нафтіл)-1,2-диоксетан
-3-іл](оксо)оцтова кислота
фенантрен
1-[(E)-2-Карбоксивініл]-
2-нафтойна кислота
Рис. 9. Шлях розкладу фенантрену культурою Pseudomonas fuluorescens 3 [117]
самостійно синтезувати біосурфактанти і одночасно
мінералізували ПАВ. До того ж ПАР біологічного по-
ходження не є стійкими ксенобіотиками, а тому і не
спричинюють вторинного забруднення навколишньо-
го середовища.
Отже, вивчення бактеріальних культур, які були б
здатні до синтезу біосурфактантів, солюбілізуючих
ПАВ, і до активного використання їх в процесі метабо-
лізму, є найкориснішим для прискореного відновлення
забруднених зон навколишнього середовища. Так, із
забрудненого нафтопродуктами ґрунту виділені мікро-
організми – деструктори флуорантену, здатні продуку-
вати біосурфактант [138]. Дослідження у цьому напрямі
надзвичайно цікаве і має бути більш корисним стосовно
біоремедіації забруднених територій навколишнього
середовища, адже внесення до біоценозу додаткових
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 57
OH O
O
O
O OH
O
OH
O OH
O OH
O
OHOH
OH O
OH
O
OH
O
OH
Фенантрен
3-Гідроксифенантрен
Фенантренон
7,8-Бензокумарин1-Карбокси-2-нафтил-
бутанова кислота
1-Карбокси-2-нафтил-
пропіонова кислота
1-Гідрокси-2-нафтил-
пропіонова кислота
1-Гідрокси-2-нафтойна
кислота
2-Гідроксинафталін
о-Фталева кислота
OH
Рис. 10. Схема перетворення фенантрена штамами:
а - R.rhodnii 135, б - P. fluorescens 26К [119]
а б
Рис. 10. Схема перетворення фенантрена штамами а – R.rhodnii 135, б – P.fluorescens 26 K [119]
ПАР з метою прискорення процесу самоочищення не-
бажане внаслідок можливого вторинного забруднення.
Вплив гумінових речовин на біодеструкцію по-
ліциклічних ароматичних речовин
ПАВ, що надходять у природне середовище, мо-
жуть зв’язуватись зі сполуками, типу гумінових речо-
вин, зазвичай наявних в ґрунтах і донних відкладеннях.
Утворення комплексів ксенобіотиків з макромолекуля-
рною органічною речовиною потребує докладнішого
вивчення хімічної структури цих речовин для пошуку
можливих підходів щодо їх мінералізації. Кількісні
аспекти трансформації поліциклічних аренів (форму-
вання продуктів біологічної трансформації) дослідже-
но за допомогою мічених атомів вуглецю (14С) [139,
140]. Взаємодія ПАВ та їх метаболітів із макромолеку-
лярною органічною речовиною в ґрунтах і водоймах за
видом хімічного зв'язку може бути як ковалентною
(естери, етери, зв’язок вуглець–вуглець), так і некова-
лентною (гідрофобна сорбція, електрохімічний і вод-
невий зв’язки) [141, 142]. Залежно від характеру зв'язку
ПАВ з іншою органічною речовиною змінюється і
швидкість мінералізації таких комплексів. У першому
випадку (утворення ковалентного зв’язку) швидкість
мінералізації у новоутворених речовин може значно
знижуватися [37]. А що стосується утворення компле-
ксів арен–гумінова речовина за допомогою нековален-
тного зв’язку, то тут дослідження вказують на значне
прискорення мінералізації ПАВ [143].
У праці J. Ortega-Calvo і C. Saiz-Jimenez [144] здійс-
нено мінералізацію фенантрену за наявності гумінових
фракцій та глини штамом P. fluorescens, який було ви-
ділено з ґрунту. Гумінова кислота і глина, окремо або в
комбінації, значно скорочували період адаптації бакте-
ріальної культури і прискорювали процес біологічної
деструкції фенантрену. Гумінова кислота концентраці-
єю 10 г/л стимулювала трансформацію ПАВ лише за
наявності 10 г/л компонентів глини. Вищу швидкість
мінералізації зареєстровано за наявності гумінових ре-
човин концентрацією 100 мг/мл. Висловлено припу-
щення, що сорбція фенантрену на цих компонентах
а б
58 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
OH
O
O
OH O
OH
O
OH
O
OH
Фенантрен
3-Гідроксифенантрен
7,8-Бензокумарин
о-Фталева кислота
OH
OH
3,4-Дігідро-3,4-дігідрокси-
фенантрен
1-Гідрокси-2-нафталінова
кислота
Рис. 11. Схема перетворення фенантрена штамом Arthrobacter sp. K3 [119]
ґрунту може призводити до вищої концентрації суб-
страту навколо бактеріальних клітин (головні компо-
ненти ґрунту, які впливають на бактеріальну адсорб-
цію – органічна речовина і глиняні фракції) і тому мо-
же збільшувати його біодоступність. Прискорену
трансформацію забруднення за наявності міжфазових
взаємодій спостерігали також під час мінералізації ін-
ших ПАВ [144–149] типу фенолу [150] і бензиламіну
[151, 152]. Збільшення електрохімічного потенціалу
субстрату, на якому закріплювалися бактеріальні клі-
тини, встановлено R.V. Subba-Rao і M. Alexander [153],
які вивчали мінералізацію нафталіну в міжфазах: твер-
да речовина–рідина і рідина–рідина (рідинно-водна
міжфаза). Бактерії піддавали мінералізації субстрат у
міжфазах з більш високою швидкістю, ніж було перед-
бачено за попередніми дослідженнями з мінералізаці-
єю нафталіну за звичайних умов. Подібні спостере-
ження було зроблено щодо здатності Pseudomonas
putida до розкладання нафталіну, який сорбувався на
частинках ґрунту [154] та глини за наявності ПАР
[155, 156].
Подальше дослідження мікроорганізмів, які здатні
до розкладання досить стійких органічних сполук, та-
ких, як вуглеводні нафти, зокрема селекція культур-
деструкторів, вивчення їх фізіології, метаболічних
шляхів тощо може значно прискорити видалення не-
безпечних речовин з навколишнього середовища і тим
самим зменшити ризик руйнування біоценозів.
1. Kanaly R.A., Harayama S., J. Bacteriol., 2000, 182,
2059–2067.
2. Dua M., Singh A., Sethunathan N., Johri A.K., Appl.
and Microbiol. Biotechnol., 2002, 59, 143–152.
3. Tabak H.H., Lazorchak J.M., Lei L., Khodadoust
A.P., Antia J.E., Bagchi R., Suidan M.T., Environ. Toxicol.
and Chem., 2003, 22, 473–482.
4. International Agency for Research on Cancer.
Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to
humans. – Lyons, France, Int. Agency for Research in
Cancer, 1972–1990, 1–49.
5. Phillips D.H., Nature, 1983, 303, 468–472.
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 59
6. Cerniglia C.E., Heitkamp M.A., Microbial
degradation of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAH) in
the aquatic environment, U. Varanasi, Metabolism of
polycyclic aromatic hydrocarbons in the aquatic
environment. CRC Press, Inc., Boca Raton, Fla., 1989, 41–
68.
7. Nestler F.H.M., Anal. Chem., 1974, 46, 46–53.
8. Deschenes L., Lafrance P., Villeneuve J.-P., Samson
R., Appl. Microbiol. and Biotechnol., 1996, 46, 638–646.
9. Wang X., Yu, X., Bartha R., Environ. Sci. and
Technol., 1990, 24, 1086–1089.
10. Bos R.P., Theuws J.L.G., Leijdekkers C.-M.,
Henderson P.T., Mutat. Res., 1984, 130, 153-158.
11. Lim L.H., Harrison R.M., Harrad S., Environ. Sci.
and Technol., 1999, 33, 3538–3542.
12. Koeber R., Bayona J.M., Niessner R., Ibid.,
1999, 33, 1552–1558.
13. Langworthy D.E., Stapleton R.D., Sayler G.S.,
Findlay R.H., Appl. Environ. and Microbiol., 1998, 64,
3422–3428.
14. Zeng E.Y., Vista C.L., Environ.Toxicol. Chem., and
1997, 16, 179–188.
15. Ohkouchi N., Kawamura K., Kawahata H.,
Environ. Sci. and Technol., 1999, 33, 3086–3090.
16. Lamoureux E.M., Brownawell B.J., Ibid, 1999, 18,
1733–1741.
17. Boxall A.B. A., Maltby L., Arch. Environ. Contam.
Toxicol., 1997, 33, 9–16.
18. Martens D., Maguhn J., Spitzauer P., Kettrup A.,
Fresenius J. Anal. Chem., 1997, 357. 546–554.
19. Pitt R., Field R., Lalor M., Brown M., Water
Environ. Res., 1995, 67, 260–275.
20. Holman H.-Y. N., Tsang Y.W., Holman W.R.,
Environ. Sci. and Technol., 1999, 33, 1819–1824.
21. Цветкова А.М., Коротков М.Г., Мир-Кадырова
Е.Я., Клюев Н.А., Гидробиол.журн., 1995, 31 (5), 58–64.
22. Щекатурина Л.Т., Миронов О.Г., Писарева Н.А.,
Там же, 1995, 31, (5), 69–72.
23. Mackie P.R., Hardy R., Whittle K.L., Bruce C.,
McGill A.S., Polynuclear aromatic hydrocarbons:
chemistry and biological Effects, Ed. by A. Bjorseth, A.J.
Dennis, Columbus: Batelle press, 1980, 379–393.
24. Sirota G.R., Uthem J.F., Chemical analyses and
biological fate: polynuclear aromatic hydrocarbons, Ed. by
M.Cooks, A.J. Dennis, Columbus, Batelle press, 1981,
329–342.
25. Lee S.D., Grant L., Health and ecological
assessment of polynuclear aromatic hydrocarbons,
Pathotox Publ., Inc., Park Forest South, Ill, 1981.
26. Sims R.C., Overcash M.R., Residue Revs,
1983, 88, 1–68.
27. Edwards N.T., J. Environ. Qual., 1983, 12, 427–
441.
28. Пальчицкий А.М., Гигиена и санитария,
1991, (10), 21–25.
29. Wilson S.C., Jones K.C., Environ. Pollut.,
1993, 81, 229–249.
30. Otte M.-P., Gagnon J., Comeau Y., Matte N., Greer
C.W., Samson R., Appl. Microbiol. and Biotechnol., 1994,
40, 926–932.
31. Blumer M., Sci. Amer., 1976, 234, 35–45.
32. Potter C.L., Glaser J.A., Chang L.W., Meier J.R.,
Dosani M.A., Herrmann R.F., Environ. Sci. and Technol.,
1999, 33, 1717–1725.
33. Jones K.C., Stratford J.A., Waterhouse K.S., Vogt
N.B., Ibid, 1989, 23, 540–550.
34. Clements W.H., Oris J.T., Wissing T.E., Arch.
Environ. Contam. Toxicol., 1994, 26, 261–266.
35. Twiss M.R., Granier L., Lafrance P., Campbell
P.G.C., Environ. Toxicol. and Chem., 1999, 18, 2063–
2069.
36. Lu P.-Y., Metcalf R.L., Plummer N., Mandel D.,
Arch. Environ. Contam. Toxicol., 1977, 6, 129–142.
37. Richnow H.H., Kastntr V., Annweiler E., Michaelis
W., Czech. Adv. Study Inst., 1997, 48–49.
38. Banerjee D.K., Fedorak P.M., Hashimoto A.,
Masliyah J.H., Pickard M.A., Gray M.R., Appl. Microbiol.
and Biotechnol., 1995, 43, 521–528.
39. Herbes S.E., Schwall L.R., Appl. and Environ.
Microbiol., 1978, 35, 306–316.
40. Bossert I.D., Bartha R., Bull. Environ. Contam.
Toxicol., 1986, 37, 490–495.
41. Heitkamp M.A., Cerniglia C.E., Environ. Toxicol.
and Chem., 1987, 6, 535–546.
42. Daane L.L., Harjono I., Zylstra G.J., Haggblom
M.M., Appl. and Environ. Microbiol., 2001, 67, 2683–
2691.
43. Eriksson M., Sodersten E., Yu Z., Dalhammar G.,
Mohn W.W., Ibid, 2003, 69, 275–284.
44. Widada J., Nojiri H., Kasuga K., Yoshida T., Habe
H., Appl. Microbiol. and Biotechnol., 2002, 58, 202–209.
45. Leys N.M., Ryngaert A., Bastiaens L., Verstraete
W., Top E.M., Springael D., Appl. and Environ. Microbiol.,
2004, 70, 1944–1955.
46. Corgié S.C., Beguiristain T., Leyval C., Ibid, 2004,
70, 3552–3557.
47. Watanabe K., Curr. Opin. Biotechnol., 2001, 12,
237–241.
48. Chung W.K., King G.M., Appl. and Environ. Mi-
crobiol., 2001, 67, P. 5585–5592.
49. Балашова Н.В., Кошелева И.А., Филонов А.Е.,
Микробиология, 1997, 66 (4), 488–493.
50. Alexander M., Biodegradation and bioremediation,
San Diego, Calif.: 2nd ed. Acad. Press, 1999, 327–330.
51. Головлева Л.А., Финкельштейн З.И., Баскуннов
Б.П., Микробиология, 1995, 64, (3), 393–398.
52. Пунтус Ф .И., Филонов А.Е., Кошелева И.А.,
Гаязов Р.Р., Карпов А.В., Боронин А.М., Там же, 1997,
66, (2), 269–272.
53. Суворовцева Э.Г., Ивойлов В.С., Беляев С.С.,
Микробиология, 1997, 66, (1), 78–83.
54. Балашов С.В., Боронин А.М., Микробиология,
60 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
1996, 65, (5), 627–631.
55. Янкович М.И., Сервюгов Л.Б., Хадеева В.В. За-
явка К 92 № 016188; 30.XII.1992 г.
56. Суржко Л.Ф., Финкельштейн З.И., Баскуннов
Б.П., Микробиология, 1995, 64, (3), 393–398.
57. Gibson D.T., Subramanian V., Ed. by D.T. Gibson,
Microbial degradation of organic compounds, New York.,
Marcel Dekker, Inc., 1984, 181–252
58. Grifoll M., Selifonov S.A., Gatlin Ch.V., Chapman
P.J., Appl. and Environ. Microbiol., 1995, 61, 3711–3723.
59. Poyedinok N., Belan M., Grishchenko G.,
Biotechnol. Lett., 1995, 17 (11), 1273–1278.
60. Kasuga Kano, Hideaki Nojiri, Hisakasu Yamane,
Toshio Omori, Water Sci. and Technol., 1997, 36 (10),
9–16.
61. Moody J.D., Freeman J.P., Doerge D.R., Cerniglia
C.E., Appl. and Environ. Microbiol., 2001, 67,1476–1483.
62. Kahng H.Y., J. Microbiol., 2002, 40, 38–42.
63. Lloyd-Jones G., Laurie A.D., Hunter D.W.F., Fraser
R., FEMS Microbiol. and Ecol., 1999, 29, 69–79.
64. Pieper D.H., Reineke W., Curr. Opin. Biotechnol.,
2000, 11, 262–270.
65. Saito A., Iwabuchi T., Harayama S., J. Bacteriol.,
2000, 182, 2134–2141.
66. Takizawa N., Iida T., Sawada T., Yamauchi K.,
Wang Y.W., Fukuda M., Kiyohara H., J. Biosci. Bioeng.,
1999, 87, 721–731.
67. Van Herwijnen R., Springael D., Slot P., Govers
H.A.J., Parsons J.R., Appl. and Environ. Microbiol.,
2003, 69, 186–190.
68. Hearn E.M., Dennis J.J., Gray M.R., Foght J.M., J.
Bacteriol., 2003, 185, 6233–6240.
69. Vander Meer, J.R., de Vos W.M., Harayama S.,
Zehnder A.J.B., Microbiol. Rev., 1992, 56, 677–694.
70. Gibson D.T., Venkatanayarana M., Jerina D.M.,
Yagi H., Yeh H., Science, 1975, 189, 295–297.
71. Jerina D.M., Van Bladeren P.J., Yagi H., Gibson
D.T., Mahadevan V., Neese A.S., Koreeda M., Sharma
N.D., Boyd D.R., J. Org. Chem., 1984, 49, 3621–3628.
72. Barnsley E.A., Can. J. Microbiol., 1975, 21, 1004–
1008.
73. Heitkamp M.A., Cerniglia C.E., Appl. and Environ.
Microbiol., 1988, 54, 1612–1614.
74. Mahaffey W.R., Gibson D.T., Cerniglia C.E Ibid.,
1988, 54, 2415–2423.
75. Khan A.A., Wang R.-F., Cao W.-W., Franklin W.,
Cerniglia C.E., Int. J. Syst. Bacteriol., 1996, 46, 466–469.
76. Mueller J.G., Chapman P.J., Pritchard P.H., Appl.
Environ. Microbiol., 1989, 55, 3085–3090.
77. Weissenfels W.D., Beyer M., Klein J., Appl. and
Microbiol. Biotechnol., 1990, 32, 479–484.
78. Weissenfels W.D., Beyer M., Klein J., Rehm H.J.,
Ibid, 1991, 34, 528–535.
79. Mueller J.G., Chapman P.J., Blattmann B.O.,
Pritchard P.H., Appl. Environ. and Microbiol., 1990, 56,
1079–1086.
80. Ye D., Siddiqi M.A., Maccubbin A.E., Kumar S.,
Sikka H.C., Environ. Sci. and Technol. – 1996, 30, 136–
142.
81. Kelley I., Cerniglia C.E., J. Ind. Microbiol.,
1991, 7, 19–26.
82. Kelley I., Freeman J.P., Evans F.E., Cerniglia C.E.,
Appl. Environ. and Microbiol., 1991, 57, 636–641.
83. Kelley I., Cerniglia C.E., J. Soil Contam.,
1995, 4, 77–91.
84. Cerniglia C.E., Heitkamp M.A., Meth. Enzymol.,
1990, 188, 148–153.
85. Heitkamp M.A., Franklin W., Cerniglia C.E., Appl.
and Environ. Microbiol., 1988, 54, 2549–2555.
86. Cerniglia C.E., Biodegradation., 1992, 3, 351–
368.
87. Joaquim V., López Z., Sabaté J., Minguillón C.,
Solanas A.M., Grifoll M., Appl. and Environ. Microbiol.,
2001, 67, 5497–5505.
88. Dean-Ross D., Cerniglia C.E., Appl. Microbiol.
and Biotechnol., 1996, 46, 307–312.
89. Rehmann K., Noll H.P., Steinberg, C.E. Kettrup
A.A. Chemosphere, 1998, 36, 2977–2992.
90. Grosser R.J., Warshawsky D., Vestal J.R., Appl.
and Environ. Microbiol., 1991, 57, 3462–3469.
91. Schneider J., Grosser R., Jayasimhulu K., Xue W.,
Warshawsky D., Ibid, 1996, 62, 13–19.
92. Heitkamp M.A., Freeman J.P., Miller D.W.,
Cerniglia C.E., Ibid, 1988, 54, 2556–2565.
93. Churchill S.A., Harper J.P., Churchill P.F., Ibid,
1999, 65, 549–552.
94. Bouchez M., Blanchet D., Vandecasteele V.-P.,
Appl. Microbiol. and Biotechnol., 1995, 43, 156–164.
95. Bouchez M., Blanchet D., Vandecasteele V.-P.
Ibid, 1996, 45, 556–561.
96. Goodin J.D., Webber M.D. J. Environ. Qual.,
1995, 24, 271–278.
97. Park K.S., Sims R.C., DuPont R.R., Doucette
W.J., Matthews J.E., Environ. Toxicol. and Chem.,
1990, 9, 187–195.
98. Brummelen T.C., van Verweij R.A., Wedzinga
S.A., van Gestel C.A.M., Chemosphere., 1996, 32, 293–
314.
99. Wild S.R., Jones K.C., Environ. Toxicol. and
Chem., 1993, 12, 5–12.
100. Carmichael L.M., Pfaender F.K., Ibid, 1997, 16,
666–675.
101. Kanaly R.A., Bartha R., Ibid, 1999, 18, 2186–
2190.
102. Denome S.A., Stanley D.C., Olson E.S., Young
K.D., J. Bacteriol., 1993, 175, 6890–6901.
103. Foght J.M., Westlake D.W.S., Can. J. Microbiol.,
1988, 34, 1135–1141.
104. Foght J.M., Westlake D.W.S., Ibid, 1990, 6, 718–
724.
105. Kuhm A.E., Stolz A., Knackmuss H.-J.,
Biodegradation., 1991, 2, 115–120.
Катализ и нефтехимия, 2007, № 15 61
106. Laborde A.L., Gibson D.T., Appl. and Environ.
Microbiol., 1977, 34, 783–790.
107. Menn F.-M., Applegate B.M., Sayler G.S., Ibid,
1993, 59, 1938–1942.
108. Schocken M.J., Gibson D.T., Ibid, 1984, 48, 10–
16.
109. Selifonov S.A., Grifoll M., Eaton R.W., Chapman
P.J., Ibid, 1996, 62, (2), 507–514.
110. Selifonov S.A., Slepen’kin A.V., Adanin V.M.,
Nefedova M.Y., Starovoitov I.I., Mikrobiologiya.,
1991, 60, 714–717 (English translation).
111. Wackett L.P., Kwart L.D., Gibson D.T.,
Biochemistry., 1988, 27, 1360–1367.
112. Weissenfels W.D., Beyer M., Kein J., Rehm H.J.,
Appl. Microbiol. and Biotechnol., 1991, 34, 528–535.
113. Mueller J.G., Chapman, P.J. Pritchard H.P.,
Environ. Sci. Technol., 1989, 23, 1197–1201.
114. Mueller J.G., Middaugh D.P., Lantz S.E.,
Chapman P.J., Appl. Environ. and Microbiol., 1991, 57,
1277–1285.
115. Atlas R.M. (ed.), Petroleum microbiology, New
York, Macmillan Publ. Comp., 1984.
116. Grifoll M., Selifonov S.A., Gatlin C.V., Chapman
P.J., Appl. and Environ. Microbiol., 1995, 61, 3711–3723.
117. Сорока Я.М., Самойленко Л.С., Гвоздяк П.І.,
Павленко М.І., Кухар В.П., Вихрестюк М.І., Экология и
здоровье человека. Охрана водного и воздушного бас-
сеинов. Утилизация отходов., Харьков, 2004, 1, 72–76.
118. Сорока Я.М., Самойленко Л.С., Павленко М.І.,
Кухар В.П., Вихрестюк М.І, Гвоздяк П.І., Катализ и
нефтехимия, 2003, 12, 59–67.
119. Бабошин М.А., Баскунов Б.П., Финкельштейн
З.И., Головлев Л.Е., Головлева Л.А., Микробиология,
2005, 74 (3), 357–364.
120. Jun Ouyang // http://umbbd.ahc.umn.edu/pha/pha
map.html. – 2006 h/
121. Abriola L.M., Dekker T.J., Pennell K.D., Environ.
Sci. and Technol., 1993, 27, 2341–2351.
122. Clarke A.N., Oma K.H., Megehee M.M., Wilson
D.J., Sep. Sci. Technol., 1993, 28, 2103–2135.
123. Shiau B., Sabatini D.A., Harwell J.H., Ground
Water, 1994, 32, 561–569.
124. West C.C., Harwell J.H., Environ. Sci. and
Technol., 1992, 26, 2324–2330.
125. Willumsen P.A., Karlson U., Pritchard P.H., Appl.
Microbiol. and Biotechnol., 1998, 50, 475–483.
126. Laha S., Luthy R.G., Environ. Sci. Technol.,
1991, 25, 1920–1930.
127. Liu Z., Jacobson A.M., Luthy R.G. Appl. Environ.
Microbiol., 1995, 61, 145–151.
128. Oberbremer A., Muller-Hurtig R., Wagner F.,
Appl. Microbiol. and Biotechnol., 1990, 32, 485–489.
129. Rouse J.D., Sabatini D.A., Suflita J.M., Harwell
J.H., Crit. Rev. Environ. Sci. Technol., 1994, 24, 325–370.
130. Tiehm A., Appl. and Environ. Microbiol., 1994,
60, 258–263.
131. Volkering F., Breure A.M., van Andel J.G.,
Rulkins W.H., Ibid, 1995, 61, 1699–1705.
132. Grimberg S.J., Aitken M.D., Microbial processes
for bioremediation, Ed. by R.E. Hinchee, F.J. Brockman,
C.M. Vogel, Columbus, Ohio: Battelle Press, 1995, 59–66.
133. Providenti M.A., Flemming C.A., Lee H., FEMS
Microbiol. Ecol., 1995, 17, 15–26.
134. Willumsen P.A., Karlson U., Biodegradation.,
1998, 9, 369–379.
135. Willumsen P.A., Arvin E., Environ. Sci. and
Technol., 1999, 33, 2571–2578.
136. Barkay T., Navon-Venezia S., Ron E.Z.,
Rosenberg E., Appl. and Environ. Microbiol., 1999, 65,
2697–2702.
137. Grimberg S.J., Stringfellow W.T., Aitken M.D.,
Ibid., 1996, 62, 2387–2392.
138. Stringfellow W.T., Aitken, M.D., Can. J. Micro-
biol., 1994, 40, 432–438.
139. Willumsen P.A., Karlson U., Biodegradation,
1997, 7, 415–423.
140. Herbes S.E., Appl. and Environ. Microbiol., 1981,
41, 20-28.
141. Schnіder F., Mittelstaedt M., Fuhr F., Biol.
Abwasserreinigung, 1993, 4, 217–230.
142. Vacca D.J., Bleam W.F., Hickey W.J., Appl. and
Environ. Microbiol., 2005, 71, 3797–3805.
143. Richnow H.H., Seifert R., Hefter J., Köstner M.,
Mahro B., Michaelis W., Org. Geochem., 1994, 22, 671–
681.
144. Ortega-Calvo J.-J., Saiz-Jimenez C., Appl. and
Environ. Microbiol., 1998, 64, 2387–2392.
145. Guerin W.F., Boyd S.A., Water Res.,
1997, 31, 1504–1512.
146. Park J.H., Zhao X.D., Voice T.C., Environ. Sci.
and Technol., 2001, 35, 2734–2740.
147. Park J.H., Zhao X.D., Voice T.C., Water Res.,
2002, 36, 1620–1628.
148. Tang W.C., White J.C., Alexander M., Appl. Mi-
crobiol. and Biotechnol., 1998, 49, 117–121.
149. Woo S.H., Park J.M., Rittmann B.E., Biotechnol.
and Bioeng., 2001, 73, 12–24.
150. Kästner M., Mahro B., Appl.Microbiol. and
Biotechnol., 1996, 44, 668–675.
151. Erhardt H.M., Rehm H.J., Ibid., 1985, 44, 659–
668.
152. Amador J.A., Alexander M., Soil Biol. and
Biochem., 1988, 20, 185–191.
153. Subba-Rao R.V., Alexander M., Appl. and
Environ. Microbiol., 1982, 44, 659–668.
154. Ortega-Calvo J.J., Alexander M., Ibid.,
1994, 60, 2643–2646.
155. Guerin W.F., Boyd S.A., Ibid., 1992, 58, 1142–
1152.
156. Crocker F.H., Guerin W.F., Boyd S.A., Environ.
Sci. and Technol., 29, 2953–2958.
Надійшла до редакції 08.11.2006 р.
62 Катализ и нефтехимия, 2007, № 15
Биодеструкция полициклических ароматических
углеводородов
Н.И. Павленко, Я.М. Сорока, П.И. Гвоздяк, В.П. Кухарь
Институт биоорганической химии и нефтехимии НАН Украины,
Украина, 02094 Киев, ул. Мурманская,1; факс: (044) 573-25-52
Полициклические ароматические углеводороды представляют собой класс разнообразных органичес-
ких веществ, распространенных в окружающей среде как загрязнения. В обзоре приведено данные о
количестве полициклических ароматических углеводородов в природе, возможность их биодеструк-
ции природными и селекционироваными микроорганизмами, представлены пути биоразложения этих
ксенобиотиков.
Biological degradation
of polycyclic aromatic hydrocarbons
M.I. Pavlenko, Ya.M. Soroka, P.I. Gvozdyak, V.P. Kukhar
Institute of Bioorganic Chemistry and Petrochemistry of NAS of Ukraine,
1, Murmanskaya Str., Kyiv, 02094, Ukraine, Fax: (044) 573-25-52
Polycyclic aromatic hydrocarbons represent a diverse class of the organic compounds widely-spread as
pollution. Data on polycyclic aromatic hydrocarbons in environment, the possibility of their biological
degradation by natural and isolated microorganisms and biodegradation patterns of these xenobiotics have been
presented.
До уваги керівників
проектів цільової комплексної програми наукових досліджень НАН України
“Біомаса як паливна сировина” (“Біопалива”)”,
що будуть виконуватись у ІІ півріччі 2007 року
РОЗПОРЯДЖЕННЯ № 464
ПРЕЗИДІЇ НАЦІОНАЛЬНОЇ АКАДЕМІЇ НАУК УКРАЇНИ
від 27 червня 2007 р.
Відповідно до постанов Президії НАН України від 28.02.07 № 56 “Про цільову комплексну
програму наукових досліджень НАН України “Біомаса як паливна сировина” (“Біопалива”)” та
від 30.03.07 № 92 “Про внесення змін та доповнень до постанови Президії НАН України від
31.01.07 № 32”:
Науковим установам НАН України – виконавцям проектів:
• у двотижневий термін подати до Фінансово-економічного відділу Президії НАН України копії
укладених договорів і кошториси зазначених проектів на 2007 рік з розрахунками до них;
• включити проекти в межах зазначеної програми згідно з укладеними договорами до тематич-
них планів установ на 2007 рік та у двотижневий термін подати інформацію про зазначені зміни у
тематичні плани до відповідних відділень НАН України;
• до 21.12.07 забезпечити подання науковими керівниками проектів звітів про їх виконання до
науково-технічної ради програми.
Президент Національної
академії наук України
академік НАН України Б.Є. Патон
Перший заступник головного
вченого секретаря НАН України В.Л. Богданов
|