Биотестирование и экоанализ в мониторинге территорий, подверженных микроэлементному загрязнению

Гарипова, Розалия Фановна

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Биотестирование и экоанализ в мониторинге территорий, подверженных микроэлементному загрязнению
ВАК РФ 03.02.08, Экология (по отраслям)

Автореферат диссертации по теме "Биотестирование и экоанализ в мониторинге территорий, подверженных микроэлементному загрязнению"

с/

Гарипова Розалия Фановна

БИОТЕСТИРОВАНИЕ И ЭКОАНАЛИЗ В МОНИТОРИНГЕ ТЕРРИТОРИЙ, ПОДВЕРЖЕННЫХ МИКРОЭЛЕМЕНТНОМУ ЗАГРЯЗНЕНИЮ

03.02.08 - «Экология»

Автореферат

диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук

1 2 МАЙ 2011

Оренбург-2011

4846101

Работа выполнена в ФГОУ ВПО «Оренбургский государственный аграрный университет»

Научный консультант:

доктор сельскохозяйственных наук, профессор

Официальные оппоненты:

доктор медицинских наук, профессор, проректор по научной и инновационной деятельности ФППС ГОУ ВПО «Оренбургская государственная медицинская академия»

доктор биологических наук, профессор кафедры экологии и генетики ГОУ ВПО «Тюменский государственный университет»

доктор биологических наук, профессор, исполнительный директор Института биоэлементологии ГОУ ВПО «Оренбургский государственный университет»

КАЛИЕВ

Асылхан Жолдасбаевич

СЕТКО

Нина Павловна

ПЕТУХОВА Галина Александровна

МИРОШНИКОВ Сергей Александрович

Ведущая организация: Учреждение РАН Институт экологии растений и животных УрО РАН

Защита состоится «АЗ » 2011 г. в -/С часов на заседании диссерта-

ционного совета Д.208.066.03 при Оренбургской государственной медицинской академии по адресу: 460000, г. Оренбург, ул. Советская, д. 6, зал заседаний диссертационного совета.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Оренбургской государственной медицинской академии.

Автореферат разослан « » Ск^-^Л-/-£■ 2011 г.

Ученый секретарь

диссертационного совета *

д-р мед. наук, профессор (/¿^¿¿¿¿С-^1^ Немцева Н.В.

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность проблемы. Окружающая среда постоянно пополняется вредными факторами физической, химической, биологической природы. Объективная оценка и прогнозирование опасности загрязняющих веществ возможны только при совершенствовании экоанализа, включающего учет данных химического состояния объектов окружающей среды, постановки модельных экспериментов с использованием биотестов, экстраполяции реакций тест-объектов на природные популяции организмов. Экологическая оценка территорий с использованием биотестирования предусматривает выявление токсических реакций чувствительных тест-систем по летальности, модификационной, мутационной изменчивости, стрессовому ответу. Среди токсикантов мутагены отличаются способностью вызывать все перечисленные формы токсикации. При скрининге мутагенов используются микробные, растительные, животные тест-объекты. В связи с прогрессирующим техногенным загрязнением биоресурсов слабыми мутагенами все большую актуальность приобретает проблема отдаленных последствий подобного воздействия. Распространение малых концентраций мутагенов увеличивает число онкозаболеваний среди населения, число неопухолевых форм отдаленной патологии (развитие катаракты, пневмо- и нефросклероза, ослабление эластичности кожи, различные нейродистрофиче-ские расстройства), в том числе и нарушений нейроэндокринной регуляции, снижающих адаптивные возможности организма. На уровне эмбриональных клеток даже одиночный клеточный дефект может привести к нарушениям развития, тератогенезу. Данная проблема связана и с ускоренным старением, бесплодием, смертью в первом поколении (Бочков, Чеботарев, 1989; Дубинин, 1990; Москалев, 1991; Бычковская и др., 2003, 2007; Турзин, Ушаков, 2007 и др.). Появление новых экспериментальных данных, развитие теории эпигенетической наследственности и изменчивости признаков (Chandler et al., 2000; Голубовский, 2000; Чураев, 2000; Васильев, 2000, 2004, 2005, 2009; Гродниц-кий, 2001; Назаренко, 2002; Жерихин, 2003; Шишкин, 2006; Bird, 2007; Chandler, 2007; Жерихин и др., 2008) выявили необходимость разработки теоретических основ и технологий интегрированного биотестирования поллютантов с учетом их способности вызывать генетические и эпигенетические изменения в биообъектах.

Источниками формирования повышенного мутагенного фона являются и тяжелые металлы в составе выбросов предприятий. Существует практика утилизации сточных вод предприятий на земледельческих полях орошения. При этом авторы подобного решения, основанного на экономии финансовых вложений предприятия, трудоемкости строительства очистных сооружений и т.д., ссылаются на внедрение технологий рационального использования водных ресурсов. Так, сточные воды Оренбургского газохимического комплекса (ОГХК) используются для полива кормовых культур на земледельческих полях орошения (ЗПО) с 1974 г. В процессе переработки газа на ОГХК ежегодно образуется^ до 4 млн м3 биологически очищенных сточных вод, которые утилизируются на площади 1670 га. Мониторингом почв, растений и качества животноводческой

продукции занимались ученые Оренбургского государственного аграрного университета с 1974 года, практически с первых лет существования ЗПО. Мониторинг первых 10 лет показал тенденцию к микроэлементному загрязнению почв и кормов, прогнозировался риск прогрессивного засоления почв за счет использования высокоминерализованных вод предприятия с повышенным содержанием ионов натрия и хлора (Иоаниди и др., 1977, 1978, 1979, 1980, 1982, 1986).

Загрязнения микроэлементной природы являются одной из важных сторон возрастающей агрессивности внешней среды, что декларируется экспертными комитетами ВОЗ и в многочисленных публикациях. Последствиям техногенного загрязнения территории в зоне влияния ОГХК уделялось внимание многих специалистов региона (Блохин, 1997; Блохин, Грошев, 2003; Боев, Быстрых, Верещагин и др., 2003; Катаев, 1990, 1991, 1993, 1995, 1996, 2009; Сет-ко, Скрипко, 2005; Макшанцев, 2008). Большинство авторов связывает риск микроэлементного загрязнения почв, грунтовых вод, растениеводческой и животноводческой продукции с развитием газоперерабатывающей промышленности. Однако комплексного экологического анализа территории в зоне влияния газоперерабатывающего предприятия с учетом реакций биосистем на нарастающий микроэлементный фон не проводилось.

В связи с этим в диссертационном исследовании решается проблема разработки методологических основ и технологии комплексного биотестирования потенциальных загрязнителей с учетом их способности вызывать генетические и эпигенетические изменения в биообъектах.

Цель и задачи исследований. Целью наших исследований являлась разработка интегрированной системы оценок экологического состояния территории, подверженной микроэлементному загрязнению, на основе биотестирования поллютантов и экоанализа зоны техногенного воздействия газоперерабатывающего предприятия.

Для достижения этой цели были поставлены следующие задачи:

1. Исследовать химическое состояние сточных вод Оренбургского газохимического комплекса, почв земледельческих полей орошения в динамике, выявить приоритетные загрязнители, подобрать блок тест-систем для скрининга генетически активных веществ и индукторов эпигенетической изменчивости.

2. Выявить компоненты сточных вод и почв ЗПО с учетом микроэлементного состава, способные индуцировать мутации и эффекты последействия, в натурных исследованиях и модельных экспериментах.

3. Разработать систему комплексной эколого-генетической и эпигенетической оценки воздействия микроэлементов окружающей среды.

4. Анализ экспериментальных данных и разработка условий экстраполяции для прогнозирования отдаленных последствий воздействия сточных вод на микробные, растительные и животные объекты.

Научная новизна. На основании многолетнего мониторинга и экоанализа, с применением традиционных и оригинальных методов биотестирования установлена микроэлементная природа мутагенной и эпигенетической активности выбросов газоперерабатывающей промышленности и риск развития микроэле-

ментозов в популяциях растительных и животных организмов, находящихся в зоне влияния газоперерабатывающего предприятия. Выявлено, что основу мутагенной и эпигенетической активности сточных вод ОГХК и почв ЗПО составляют соединения никеля, цинка и меди. Показана перспективность использования фитотестов для выявления индукторов цито- и морфофизиологических нарушений, а также внутрипопуляционных реакций растений на загрязнение окружающей среды; рекомендованы наиболее удобные и практичные из них. Разработаны новые способы биотестирования воды, почвы, биологически активных веществ, позволяющие проводить экспресс-диагностику способности пол-лютантов вызывать отдаленную патологию у многоклеточных организмов, потенциальные дестабилизирующие изменения в фитопопуляциях, а также повысить объективность оценки токсикантов за счет интегрированного учета индукции цито- и морфофизиологических нарушений в фитотестах (Патенты на изобретение 1Ш № 2319959; 1Ш № 2322669). На основании полученных данных предложены новые способы эпигенетической оценки индукторов отдаленных последствий воздействия, включающие учет проявлений нестохастической наследуемой клеточной летальности на дрожжах-сахаромицетах и клеточных структурно-метаболических изменений в фитотестах. Разработана и использована система комплексной эколого-генетической и эпигенетической оценки поллютантов, включающая применение тест-объектов от микроорганизмов до млекопитающих, учет индуцированных мутаций, морфозов, модификаций, а также анализ взаимодействия компонентов загрязнителя в модельных экспериментах, что позволило выявить реальную опасность слабых доз мутагенов техногенного происхождения как индукторов эффектов последействия в онтогенезе и в репродукциях.

Положения, выносимые на защиту:

1. Использование сточных вод газоперерабатывающего предприятия для получения растениеводческой продукции привело к накоплению и повышению содержания микроэлементов в почвах и растениях до токсичных концентраций, что свидетельствует о недопустимости дальнейшей эксплуатации ЗПО для до-очистки сточных вод ОГХК и получения кормов.

2. Основу мутагенной и эпигенетической активности сточных вод Оренбургского газохимического комплекса и почв земледельческих полей орошения составляют соединения никеля и меди.

3. Комплексное биотестирование, включающее учет традиционных генетических и предложенных новых методов эпигенетической оценки индукторов отдаленных последствий воздействия, позволяет дать объективную оценку загрязнителям и рекомендовать использование этих методов в структуре экологического мониторинга.

4. Прослеженная цепочка миграции микроэлементов от загрязняемых в процессе орошения почв к растениям ЗПО ОГХК, а также результаты экспериментов, проведенных на растительных и животных объектах, позволяют прогнозировать в зоне влияния ОГХК развитие патологий по типу микроэлементозов.

Практическая значимость. Полученные на основании обобщения 30-летнего опыта утилизации сточных вод газохимического производства и ре-

зультатов мониторинга состояния загрязненных почв с момента определения тенденций к микроэлементному загрязнению до установления факта загрязнения почв ЗПО солями никеля по нормам ОДК (по ГН 2.1.7.020-94) данные позволили выявить новые закономерности и биологическую обусловленность реакции биосистем на техногенное воздействие. Результаты диссертационного исследования включены в Государственный доклад Комитета по охране окружающей среды и природных ресурсов Оренбургской области за 2008 г.; доведены до сведения администрации ОГХК (акт о внедрении № 1) и являются научным обоснованием перспективы реконструкции очистных сооружений и внедрения технологий замкнутого цикла водопотребления. Разработанные методы биотестирования внедрены в комплексный мониторинг окружающей среды зоны влияния ОГХК (акт внедрения № 2), в систему почвенного мониторинга и токсикологической оценки препаратов сельскохозяйственного назначения в учебном опытном хозяйстве Оренбургского государственного аграрного университета и хозяйствах Оренбургской области (акты о внедрениях №№ 3-9) и используются в системе подготовки кадров (Методические рекомендации). Использование разработанных способов биотестирования вод, почв, биологически активных веществ в экологических лабораториях предприятий позволяет дать объективную оценку опасности загрязнителей и качеству природоохранных мероприятий, а также выявить эффективные агротехнологии, сохраняющие генофонд ценных популяций растений и способствующие экологизации производства. Итоги многолетней исследовательской работы были представлены во Всероссийском выставочном центре (ВВЦ, г. Москва) в 2005 г., автор награжден нагрудным знаком «Участник ВВЦ».

Апробация работы. Основные положения диссертации доложены, обсуждены и одобрены на 13 научно-практических конференциях ученых и специалистов (Самарканд, 1986; Оренбург, 1995, 1997, 1998, 2001-2003; Челябинск, 2002; Санкт-Петербург, 2002; Уфа, 2006; Екатеринбург, 2007), на 4 Международных конференциях и симпозиумах (Ставрополь, 2002; Оренбург, 2003, 2004; Курган, 2008), XXVII Российской научно-практической школы «Наука и технологии. Секция Новые технологии» (Екатеринбург, 2007).

Публикации. По теме диссертации опубликовано: 12 научных статей в журналах, рекомендованных ВАК РФ для публикации основных результатов диссертации на соискание ученой степени доктора биологических наук, 39 научных статей в других периодических изданиях и сборниках, два патента РФ на изобретение.

Объем и структура диссертации. Диссертация изложена на 281 странице машинописного текста и состоит из введения, обзора литературы, главы с описанием материала и методов исследования, трех глав собственных исследований, заключения, выводов, списка литературы, включающего 408 источников, из которых - 130 иностранных. Текст иллюстрирован 40 таблицами, 33 рисунками. Диссертация содержит приложения на 28 страницах.

Объектом экоанализа и биотестирования настоящей исследовательской работы являлись сточные воды ОГХК и почвы ЗПО ОГХК. Исследования осуществлялись в соответствии с научно-технической программой «Дать оценку

изменениям наземных и водных экосистем в условиях антропогенного воздействия» (№ ГР 08501080202), с межведомственной координационной программой РАСХН «Агропатологический мониторинг и практические приемы комплексной защиты сельскохозяйственных культур от болезней, вредителей и сорняков в степной зоне Южного Урала. Разработка растительных тест-систем для токсикогенетической оценки вод, почв, биологически активных веществ» (№ГР 01200105539).

СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Глава 1 «Источники микроэлементного загрязнения природных ресурсов и биомониторинг (обзор литературы)» представлена тремя разделами, в которых освещены взаимосвязанные проблемы рационального использования и сохранения биоресурсов, микроэлементного загрязнения территорий, а также обосновывается необходимость разработки новых технологий комплексного экологического мониторинга на основе эконализа и биотестирования для прогнозирования отдаленных последствий воздействия слабых доз поллютантов на организмы. Рациональное использование водных ресурсов и проблема загрязнения агроландшафтов. В разделе кратко излагаются практика устройства ЗПО как способа утилизации хозяйственно-бытовых, промышленных стоков и проблемы детоксикации промышленных загрязнителей на ЗПО. Раздел завершается описанием технологических проблем утилизации сточных вод газоперерабатывающих предприятий, возникающих в связи с химическим загрязнением территории в процессе длительной эксплуатации ЗПО. Источники микроэлел!ент-ного загрязнения окружающей среды и реакции живых систем на избыток и дефицит металлов. В данном разделе представлены виды техногенного воздействия, ведущие к микроэлементному загрязнению, характеристика микроэлементного загрязнения конкретной изучаемой территории в зоне влияния Оренбургского газохимического комплекса по материалам ученых региона, а также описана реакция живых систем на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами. Эколого-генетический мониторинг и перспективы использования эпигенетической изменчивости в комплексной оценке опасности поллютантов. В разделе описаны распространенные в мировой практике методы эколого-генетического тестирования химических веществ, поступающих в окружающую среду, приводится анализ применения некоторых из них в биотестировании специфических загрязнителей газоперерабатывающей промышленности. Дан обзор источников по особенностям действия слабых доз мутагенов и перспектив использования их фенотипических эффектов в комплексной оценке опасности загрязняющих веществ.

Глава 2 «Материалы и методы исследований». Химический состав сточных вод определяли перед поливами на ЗПО по методике Лурье и Рыбниковой (1966). В образцах растений, почв и сточной воды определяли содержание металлов спектральным методом (Канякин и Грибовская, 1979) в период с 1989 по 1995 гг. (225 образцов сточной воды, 112 образцов почв, 80 образцов

растений); атомно-адсорбционным методом (по ГОСТу 8.505.-84; МИ-858.-85) - в период с 1996 по 2002 гг. (80 образцов сточной воды, 103 образца почв, 56 образцов растений). Определялась валовая и подвижная форма металлов. Анализируемые образцы включали усредненные отборы из 5-10 точек в районе расположения всех 20 гидрантов.

Определение мутагенной активности сточных вод проводили с помощью модифицированного полуколичественного теста Эймса с метаболической активизацией in vitro (Фонштейн и др., 1977; Arnes et al., 1975).

Повреждения митотических хромосом и нарушения митоза исследовали в соответствии с методиками цитогенетического анализа (ЦГА), предложенными З.П. Паушевой (1988). В качестве объекта использовали лук А. сера, у которого были изучены первые митозы после воздействия веществом.

Помимо вышеуказанных показателей, дополнительно учитывали: время, необходимое для мацерации; количество ядрышек в ядре клеток. Модельный эксперимент на определение цитогенетических эффектов компонентов сточной воды включал варианты растворов в мг/л (модель-1):

1. Медь углекислая -5; 0,5; 0,05.

2. Никель углекислый - 7; 0,7; 0,07.

3. Двухлористый цинк - 10; 1,0; 0,10.

4. Комбинация из трех солей в соотношении растворов Cu:Zn:Ni, равном

1:1:1.

Минимальная концентрация {min) соответствовала концентрации металлов в сточных водах, поступающих в емкость сезонного регулирования (ЕСР).

Водные вытяжки почв из 10 усредненных (по 5-10 отборам из корнеоби-таемого слоя) образцов (1:5) исследуемой территории протестированы на луке А. сера, пшенице Т. aestivum сортов Людмила и Саратовская 59. Модельный эксперимент включал максимальную концентрацию (max) солей меди, цинка и никеля, известную по результатам определения валового содержания этих элементов в почвах ЗПО ОГХК в вариантах (модель-2):

1. Двухлористый цинк - 68 мг/л.

2. Медь углекислая - 66 мг/л.

3. Никель углекислый - 343 мг/л.

4. Комбинация из трех солей в соотношении растворов Cu:Zn:Ni, равном

1:1:1.

Минимальная концентрация (min) содержала в 10 раз меньше солей в тех же вариантах и соответствовала концентрации металлов в водных вытяжках почв.

В качестве тест-систем, определяющих частоту соматических мутаций и рекомбинаций у дрозофилы D. Melanogaster, были использованы гомозиготные самки линии mwh ju и гетерозиготные самцы линии ДР (103) SE14; flr/TMl, Ме-ri Sbd2. Исследования проводили по методике Lindsley, Grell (1968). Тест на сцепленные с полом рецессивные летальные мутации (СПРЛМ) проводили с использованием линий Д-32 и Меллер-5 по классической схеме (Орлова, 1991). В модельных экспериментах использовали соли тяжелых металлов (модель-1).

Применены методы выявления стохастических и нестохастических наследуемых клеточно-летальных эффектов по описаниям И.Б. Бычковской (1986), а также авторский метод (Гарипова Р.Ф. Патент на изобретение RU№ 2319959). Использованы штаммы дрожжей-сахаромицетов Saccharomyc-es cerevisiae-гаплоид и его у-мутант-диплоид. Гаплоидный штамм интродуци-рован из природной популяции - дикий тип. Исследования проводили в соответствии с рекомендациями по работе с дрожжами-сахаромицетами И.А. Захарова и др. (1984). Так как штамм гаплоидной формы был выделен из дикой популяции, необходимо было изучить некоторые характеристики, в частности, определить реакцию генотипа на воздействие мутагенами. Нами исследована выживаемость и мутабилыюсть при гамма-облучении. Реакция на воздействие мутагенами принята за позитивный контроль. Кроме того, изучена метаболическая активность этих дрожжей, изменяющаяся при воздействии облучения, методом радиометрии; описаны морфозы колоний.

При оценке активности вещества как мутагенного фактора, усиливающего частоту морфозов в растительных организмах, использовали семена фасоли P. vulgaris и пшеницы Т. durum. Определяли всхожесть, частоту морфозов, морфометрические параметры роста и развития (Гарипова Р.Ф. Патент на изобретение RU № 2322669). Для оценки фитотоксичности почв ЗПО ОГХК применили методику биотестирования, рекомендованную СанПиН 2.1.7.573-96, и его модификацию. В качестве тест-объектов растительного происхождения использованы: редис R. sativus сорта красно-розовый с белым кончиком, пшеница Т. aestivum сортов Людмила, Саратовская 59. Протестированы водные вытяжки (1:5) из 10 образцов почв исследуемой территории. В модельном эксперименте использовали максимальную концентрацию (max) солей меди, цинка и никеля, известную по результатам определения валового содержания этих элементов в почвах (модель-2).

При проведении экспериментов по выявлению отдаленных эффектов воздействия вещества на животные организмы применили методики и статистическую обработку результатов, описанные Ю.А. Ивановым и О.Н. Погорелюк (1990). Использованы китайские хомячки С. griseous в репродуктивном возрасте (от 3-х мес.). В организм самцов и самок вещество вводили с пищей, ежедневно, из расчета 0,2 мл/кг массы животного в двух экспозициях - 10 и 30 дней. Учитывали особенности внешних изменений, отклонения в поведении, характер летальности. Животных после гибели вскрывали для патологоанато-мического анализа. Первую опытную группу составляли 10 животных обоих полов, которые получали сточные воды ЕСР в объеме 2 мл в течение 30 дней. В эксперименте определяли влияние вещества на жизнеспособность животных. Во втором опыте в трех повторностях определяли влияние вещества на плодовитость самок в перекрестных скрещиваниях с тремя самцами; в эксперименте три самки получали сточные воды ЕСР в объеме 2 мл в течение 10 дней, через 2,5 месяца их спаривали с самцами, не индуцированными сточными водами. В третьем опыте в трех повторностях три интактные самки спаривались с тремя экспериментальными самцами, получавшими сточные воды в объеме 2 мл в течение 10 дней. Действие сточных вод на репродуктивность самок на-

блюдали после проверки на плодовитость по последним трем пометам в перекрестных скрещиваниях с тремя самцами. Для определения характера токсичности сточных вод применен пробит-анализ. Определили показатели токсичности при разовом и хроническом введении вещества в организм животных. Китайским хомячкам вводили возрастающие дозы сухого остатка сточных вод. Исследовались дозы: 600, 800, 900, 1000, 1400. Определялись ЛД'16; ЛД'50; ЛД'84; ЛД'юо- При разовом введении использованы 60 особей (по четыре самца на каждую дозу, 5 доз, 3 повторности). При хроническом введении животные получали ежедневно в течение недели препарат в дозе 1/10 ЛД50. Каждую неделю дозу увеличивали в два раза, при этом отмечали гибель животных, использованы 12 особей (по четыре самца, 3 повторности).

Обработка данных включала вычисление средней арифметической, ее стандартной ошибки, доверительного интервала для средней. Для расчета статистической значимости различия между группами были применены следующие критерии: критерий £ Пирсона, F-критерий Фишера, параметрический t-критерий Стьюдента, непараметрический U-критерий Манна-Уитни. Для оценки корреляционной зависимости использовали коэффициент корреляции rS Спирмена. Для прогнозирования динамики загрязнения почв в зоне влияния выбросов ОГХК использовали регрессионный анализ, для выявления тенденций взаимовлияния потенциальных токсикантов - корреляционный анализ. Обработка данных и построение диаграмм проведены с помощью программы Excel и статистического пакета «Statistics».

Экспериментальная работа выполнена в период 1989-2006 гг. Анализ химического состава сточных вод, почв, растений выполнен в разные годы в лабораториях агрохимцентра «Оренбургский», «Оренбурггеология», «Волгоги-прозем». Все эксперименты на дрожжах, растениях и китайских хомячках проведены на базе лабораторий Оренбургского ГАУ. Тест в системе Эймса проведен при участии сотрудников лаборатории физико-химии биомембран при биофаке МГУ им. М. Ломоносова канд. биол. наук В.М. Глазером и Л.И. Степановой.

Глава 3 «Экоанализ микроэлементного загрязнения сточных вод, почв, растений ЗПО ОГХК». В таблицах 1 и 2 приводится химический состав сточных вод ОГХК, в том числе микроэлементный. В избытке в сточных водах присутствуют ионы Na+ и СГ (на 30%), наблюдается колебание показателей минерализации (на 17%), содержания одновалентных ионов К+ + Na+ (на 29%) и сульфатов (на 17%) по годам в сторону превышения ПДК. Из общего количества солей 31% приходится на Са(НС03)2, 21% - NaCl, 18,8% - Na2S04, 14,4% -Mg(HC03)z и 14% - ЫаНСОз. Орошение сточными водами данного химического состава негативно влияет на химизм почв (Калиев и др., 1993, 1995, 1997, 1998," Блохин, 1997; Блохин, Грошев, 2003). Наиболее токсичные соли - NaCl и Na2S04 - составляют 40,6%; на фоне небольших запасов солей присутствие солей натрия в таком количестве указывает на потенциальную фитотоксичность почв ЗПО. В целом орошаемые сточными водами почвы охарактеризованы как незаселенные, но с тенденцией к хлоридно-сульфатному типу засоления. Общее количество солей оценено как не достигшее критического уровня.

Таблица 1 - Химический состав сточных вод и допустимые концентрации для поливных вод ЗПО, мг/л

рН Сухой остаток Са2* мё2+ К++Ыа+ N03" N0;," НС03" С03" БО^2 СГ Ш4 Минерализация

Среднее погодам 7,26 ±0,77 1649 ±154,7 99,2 ±15,8 43,6 ±16,6 517 ±197,0 0,38 ±0,66 0,66 ±0,05 180,9 ±4,3 4,9 ±0,7 470,7 ±128,3 432,8 ±73,8 1,6 ±1,8 1751,2 ±305,2

ДКдоя с.-х. иупьтур* 5,57,5 2500 500 300 400 0,50 - 350 75 400 350 - 1500

В таблице даны средние значения и доверительные интервалы среднего при а = 0,05; * - допустимые концентрации по Новикову В.Ф. и Додолиной В.Т., 1974

Таблица 2 - Среднее содержание металлов в сточных водах ОГХК и допустимые концентрации, мг/л

мэ Среднее по годам *с„ пдк8 пдкр.х. мэ Среднее по годам *с пдкв пдкр.х.

Си 0,058±0,035 1,33 1,0 0,001 Мо 0,005±0,002 0,33 0,25 0,001

2п 0,031±0,020 1,33 1,0 0,01 Бп 0,003±0,001 0,13 0,1 0,112

РЬ 0,007±0,050 0,013 0,01 0,06 Ва 0,033±0,006 0,91 0,7 0,74

N1 0,050±0,033 0,026 0,02 0,01 Бг 0,330±0,568 9,10 7,0 0,4

Со 0,003±0,002 0,13 0,1 0,01 Мп 0,346±0,558 0,13 0,1 0,01

Сг 0,015±0,011 0,67 0,5 0,07

В таблице даны средние значения и доверительные интервалы среднего при а = 0,05;

*С т - расчетный показатель с учетом эвапотранспирации и оросительной нормы по СанПиН 2.1.7.573-96; ГН 2.¡.5.1315-03; жирным шрифтом выделено превышение по ПДКР.Х. (по: «Нормативам качества воды...», 2010).

По микроэлементному (МЭ) составу по ПДКР.Х. сточные воды регламентированы для использования по Си, Zn, Ni, Pb, Mo («Нормативы качества воды...», 2010), а по ПДКВ (ГН 2.1.5.1315-03) - только по Ni. В течение всего времени наблюдений качество сточных вод существенно не менялось. Относительно концентраций металлов в почвах 1980 г. (по ретроспективным данным) к 1991 г. орошение сточными водами привело к увеличению содержания Zn в два раза, РЬ в три раза, концентрации остальных металлов снижены или изменились незначительно. К 1998 г. относительно 1991 г. наблюдали завышенную концентрацию Ni (в 2,7 раза), остальные МЭ не накапливались выше контроля. Динамика изменения содержания металлов в почвах ЗПО в период 1980— 1998 гг. показана на рисунке 1.

250

200

5 §

6 150 х

о X ft

£ 100

1980 1991 1998 годы

Си -o-Zn —>-Ni —н— Pb

"ж" Со Сг ••+•&■ -О'Мп

Рис. 1 - Динамика изменения содержания металлов в почвах ЗПО в период с 1980 по 1998 гг.

Концентрация МЭ в растениях в 1980 г. на 1-2-3 порядка ниже их содержания в почвах. К 1991 г. концентрация большинства МЭ в растениях увеличилась на 2 порядка относительно тех же МЭ 1980 г. Содержание МЭ в кормах с ЗПО превосходило временный допустимый уровень (МДУ по СанПиН 2.1.7.573-96) по меди в 1,7 раза, по цинку - в 4,4 раза, по свинцу - в 2,5 раза, по никелю - в 18 раз, по кобальту - в 4,8 раза, по хрому - в 155,8 раза, по молибдену - в 2 раза. В 1980 г. наибольшие значения коэффициента биологического поглощения (КБП) выявлены по Си, Pb, Mo, Sr. В 1991 г. КБП увеличен по всем

элементам, в наибольшей степени по Си, Хп, Мо, №, Ва (рис. 2). Зависимость валового содержания Си, 7.п, РЬ, N1, Мп, Мо в кормах ЗПО ОГХК от их концентрации в почве выражалась коэффициентом корреляции, равным 0,83. Систематическое использование сточных вод для орошения привело к формированию особого микроэлементного режима в почвах, в результате которого, при незначительной (с позиции существующих ОДК для почв) их кумуляции, изменилась активность поглощения растениями всех металлов.

2,5 т

-Медь ~И " Цинк 'Кобальт —О-Хром ■ А- - Барий Ж Стронций

- Свинец 'И Никель • Молибден - <Э ■ Олово ■ Марганец

Рис. 2 - График изменений коэффициента биологического поглощения металлов из почв растениями ЗПО в период 1980-1998 гг.

При этом, по нашим наблюдениям, повышение КБП в 1991 г. сочеталось со снижением концентраций большинства металлов в почвах. Фитодетоксика-ция почв ЗПО сдерживала накопление металлов ив 1998 г. Однако, в этот год зафиксировано превышение содержания никеля относительно ОДК (по ГН 2.1.7.020-94).

Так как КБП является критерием биологической активности элемента, мы склонны предполагать, что основными носителями повреждающего действия являются металлы с высоким значением этого показателя и их антагонисты. Из вышеперечисленных компонентов сточных вод ОГХК никель и медь являются наиболее активными агентами в режиме конкуренции при комплексообразова-нии с различными лигандами в биосредах. Присутствие металлов-антагонистов в средах усиливает их токсичность. Из полученных нами данных за 1998 г. по валовому содержанию металлов в почвах ЗПО обращает на себя внимание кон-

центрация солей никеля; ее среднее значение составляет 164 мг/кг, что превосходит ПДК, принятые в странах Европы, более чем в 3 раза, ОДК, утвержденные Госкомсанэпиднадзором России (ГН. 2.1.7.020-94) - в 2 раза. По подвижным формам солей металлов концентрация солей никеля в разных образцах почв ЗПО ОГХК составляет от 0,97 до 1,41 мг/кг. Почвы ЗПО ОГХК характеризуются повышенной щелочностью. Слабо подвижный в кислых почвах никель при рН = 6,7 и ниже образует плохо растворимый оксид никеля, выпадающий в осадок. В щелочной среде при рН = 7,5-9,5 никель переходит в подвижные, крайне токсичные формы (Бандман и др., 1989).

Таким образом, действие антагонистов никеля и щелочность раствора определяет степень токсичности никеля.

По результатам статистической оценки поведения металлов в различных средах с использованием коэффициента корреляции гБ Спирмена сделано следующее заключение:

1. В ассоциированных по точкам отбора образцах растений и почв отмечается тривиальная (высокая положительная) корреляционная зависимость концентрации большинства металлов от концентрации меди в тканях. Это подтверждает гипотезу о высокой деполяризующей клеточные мембраны активности меди, что ведет к усиленному накоплению прочих металлов (и др. токсинов) в растениях.

2. Выявлена высокая положительная корреляция содержания конкретного металла в растениях от его концентрации в почве по хрому, умеренная положительная - по свинцу и никелю, высокая отрицательная - по меди, умеренная отрицательная - по цинку и олову. Таким образом, первичный барьер на пути поглощения металлов из почвенного раствора преодолевается доступными формами меди, цинка, олова, вслед за которыми в ткани растений проникают хром, никель, свинец.

3. Отмечена умеренная положительная корреляция между содержанием меди и концентрацией цинка в почвах, отрицательная умеренная корреляция проявилась в ряду: никель < свинец < хром. Можно предположить, что, находясь в почвах, медь и цинк могут проявлять сходное активное действие на растения (аддитивность, синергизм); проникновение никеля, свинца, хрома опосредовано действием меди, например, это могут быть условия нарушенного медью транскорневого потенциала растений.

На основе выше представленных рассуждений и ряда констант устойчивости образуемых металлами комплексных соединений по Меллор и Мели: Н§ > Си > № > РЬ > Со = Ъъ > Сё > Ие > Мп > М§ в модельных экспериментах нами была запланирована и проведена проверка гипотезы о вероятном риске формирования токсичного никелевого фона в почвах при поливе сточными водами ОГХК, а также предположения об усилении повреждающего действия никеля в присутствии его антагонистов (меди и цинка) и «автономного» компонента (олова), склонного к накоплению в тканях животных организмов.

Из проведенного экологического анализа состояния почв и растений ЗПО сделано следующее заключение:

1) динамика изменений микроэлементного состава почв и кормов ЗПО сводится к кумуляции металлов в почвах корнеобитаемого слоя и загрязнению кормовых растений;

2) прогнозируется риск загрязнения почв ЗПО никелем и хромом при продолжении техногенного воздействия;

3) причиной микроэлементного загрязнения являются не только сточные воды ОГХК, но и особенности химии почвообразующих пород, поэтому следует признать, что дальнейшее использование ЗПО ОГХК для получения кормов недопустимо;

4) для проведения модельных экспериментов по критерию биологического поглощения и ряду констант устойчивости выбраны соли никеля и его антагонистов (меди, цинка). Олово выбрано как независимый по отношению к никелю и меди компонент, способный к накоплению в клетках животных;

5) хром в почве и в растениях находится в виде низкомолекулярного комплекса, не связанного с субклеточными структурами, а также проявляет инертность в биологических реакциях в щелочной среде, поэтому соединения этого элемента не рекомендованы для проведения модельных экспериментов.

Глава 4 «Биотестирование с использованием методов экогенетиче-ской оценки сточных вод, водных вытяжек почв ЗПО ОГХК и их компонентов». Определение генотоксичности сточных вод в тесте Эймса. Для первичной оценки мутагенности сточных вод ОГХК использован просеивающий метод Эймса сальмонелла/микросомы, который позволяет вести учет генных мутаций у Salmonella typhimurium. В экспериментах в качестве позитивного контроля использовали 2-аминоантрацен - мутаген, достоверно индуцирующий мутации при метаболической активации монооксигиназной системой печени крыс, в обычном контроле - дистиллированную воду. Усредненные пробы сточной воды были отобраны в двух точках: 1 - биологически очищенный сток (БОС), поступающий в ЕСР; 2 - поверхностные пробы воды (с глубины 2030 см) из емкости сезонного регулирования (ЕСР). По химическому составу воды этих уровней не имеют значимых отличий (р>0,05) (рис. 3).

По результатам двух опытов слабую мутагенность (-МА) на штамме S. typhimurium ТА 98 проявили пробы с точки 2. Значения показателей по пробам с точки 1 находились в пределах фона. Следовательно, сточные воды ОГХК содержат в составе компонентов химические соединения, обладающие мутагенной активностью; концентрация мутагенного агента в сточных водах, поступающих в ЕСР, недостаточна для индуцирования реверсий у штаммов S. typhimurium ТА 98, ТА 100. Генотоксичность сточных вод из ЕСР оценивается в 1 балл. Таким образом, выявляется склонность мутагена накапливаться с течением времени по мере поступления в ЕСР. В условиях метаболической активации генотоксичность сточных вод снижается. По полученным данным можно судить о характере компонентов, входящих в исследуемые образцы сточных вод. Тяжелые металлы действуют отлично от действия других мутагенов и канцерогенов, так как им не нужна метаболическая активация для проявления генотоксичности, и свободный или комплексный ион является основной формой мутагена или канцерогена (Mccann,Yamasaki, Ames, 1975; Кожанова, Дмитрие-

ва, цит. по: Физиология растительных организмов и роль металлов, 1989). В исследуемом поликомпонентном растворе прослеживается характерная для металлов форма генотоксичности. Ослабление действия раствора при метаболической активации можно объяснить появлением хелатных соединений, которые нейтрализовали ионы генотоксичных металлов. Металлоорганические комплексы могут образовываться в ходе эксперимента при активации микросо-мальной фракцией 8-9.

0,08

0,07

к 0,06

£ 0,05

к а 0,04

t-X 0,03

<L> д

И о 0,02

ЬЙ!

0,01

¡□вода, поступающая в ЕСР □ поверхностная вода ЕСР ;Шведа ЕСPjnридоиного уровня

Си 0,045 0,03 0,07

Y//. Zn Ni Сг

0,045 0,06 0,015

0,01 0,03 0,009

0,06 0,06 0,017

0,0075 0,015

Рис. 3 - Микроэлементный состав сточных вод ОГХК

Цитогенетический анализ на корневой меристеме лука Allium сера. Пробы отбирали в трех точках: 1 - БОС, поступающий в ЕСР; 2 - поверхностные воды ЕСР (с глубины 20-30 см); 3 — вода придонного уровня ЕСР. В качестве контроля использована дистиллированная вода.

По результатам ЦГА, сточные воды не вызывали грубых хромосомных аномалий. Выявлены увеличение числа клеток с нарушениями в митозе (в сумме на 1000 анафаз приходилось более двух нарушений, т.е. проявлялся слабый мутагенный эффект) и значительные изменения показателя митогенности (Ml) относительно контроля (отмечено стимулирование митотической активности меристемной ткани в два и более раз) [TClFj,,

В модельном эксперименте использованы соли никеля, меди, цинка в дозах, в 0-10-100 раз превышающих концентрацию в сточных водах О ГX По результатам модельного эксперимента в клетках корневой меристемы лука не выявлены хромосомные и геномные мутации. По исследованным компонентам сточных вод ОГХК в дозах: медь углекислая - 5 мг/л; никель углекислый -7 мг/л; цинк двухлористый - 10 мг/л наблюдали митотические нарушения по трем показателям (время, необходимое для мацерации; митотический индекс;

число клеток с ядрышками более двух на 1000 клеток) (табл. 4). В меньших концентрациях не обнаружены статистически значимые различия относительно контроля или значимость различий выявлена по одному или двум показателям.

Таблица 3 - Влияние сточных вод ОГХК на цитогенетические показатели в клетках корневой меристемы лука

Митотический о4 Число клеток с нарушениями

индекс, %о « 2 на 1000 клеток

Вариант 3 4 о и о 3 л ч о о. н к 5 * Э и р. О К (Г Я К о н- и ° ^ ¡- * * 3 4 к о ч к ж 5 о 3 о Я ° СО Я £ X я 2 н о я о о о 3 2

В" о н о о и 2 о 5 я ч о е о а, н х о о СЗ о_ о

Пробы с точки 1 132,7±3,8* 34,5±2,2 384,4 0 0 0

Пробы с точки 2 192,3±4,2* 97,9±5,6 196,0 2,28±0,06* 4,55±0,02* 0

Пробы с точки 3 139,5±6,9* 28,6±4,7 487,7 1,37±0,04* 2,68±0,02* 0

В таблице даны средние значения и доверительные интервалы среднего при а = 0,05; уровни значимости различий между вариантом и контролем по критерию Стьюдента *р<0,001.

Таблица 4 - Изменение цитогенетических показателей под влиянием сточных вод ОГХК и солей никеля, меди, цинка

Вариант Время, необходимое для мацерации Митотический индекс, %а Число клеток с ядрышками более двух на 1000 клеток

Контроль 3'17"± О'Об" 111,5±8,8 2,2±0,4

Пробы с точки 2 4'05"±0'07"* 68,4±5,2* 25,] ±3,0*

Пробы с точки 3 3'12"±0'04" 58,1±б,8* 21,80±4,2*

Медь углекислая, 5 мг/л 2'36"±0'06"* 78,2±6,3* 18,45±2,9*

Цинк двухлористый, 10 мг/л 3'42"±0'05"* 89,1±4,9* 30,99±3,2*

Никель углекислый, 7 мг/л 10'47"±0'03"* 52,4±6,7* 28,57±3,4*

Медь углекислая (5 мг/л) + никель углекислый (7 мг/л) + цинк двухлористый (10 мг/л) 2'23"±0'06"* 38,4±6,2* 42,2±4,1 *

В таблице даны средние значения и доверительные интервалы среднего при а = 0,05; уровни значимости различий между вариантом и контролем по ^критерию Стьюдента *р<0,001; остальные значения р>0,1.

Во всех вариантах с максимальной концентрацией солей меди, никеля и цинка наблюдали снижение показателей митотического индекса и увеличение числа ядрышек. Корешки, полученные на фоне повышенной концентрации меди, легче подвергались мацерации, а, следовательно, корнеобразование проте-

кало в условиях измененного режима синтеза клеточной оболочки и межклеточного пространства. Это, безусловно, отражается на транспортной функции мембран и функциональности корневой системы. Следствием нарушения избирательности поглощения окружающего раствора клеточными мембранами на фоне токсичных концентраций меди может являться усиление всасывающей способности корня. Корешки, полученные в условиях воздействия никеля, ма-церировались при более длительной экспозиции, чем в контроле, при этом время мацерации увеличивалось в 3 раза (до 10 мин 4 с при максимальной концентрации никеля относительно 3 мин 17 с в контроле). Это свидетельствует о формировании утолщенной клеточной оболочки клеток, уплотнении межклеточного пространства и блокировании всасывающей способности корня. Для растительных клеток характерно формирование клеточных контактов - плаз-модесм, обеспечивающих межклеточный обмен веществ; при разрастании и уплотнении клеточной оболочки плазмодесмы разрываются, в результате межклеточные и межтканевые взаимодействия нарушаются, начинаются деструктивные изменения и некротизация отдельных участков ткани или органов.

Анализ статистически значимых токсических эффектов металлов в модельных экспериментах на меристеме лука показал, что:

- нарушения в потенциале клеточных мембран растительных клеток выявляются с дозы углекислой меди 5 мг/л и выражаются в сокращении времени мацерации до 2 мин 36 с относительно контроля (3 мин 17 с); с дозы двухлори-стого цинка 10 мг/л и выражаются в увеличении времени мацерации до 3 мин 42 с, с дозы углекислого никеля 0,7 мг/л и выражаются в увеличении времени мацерации до 10 мин 4 с;

- изменения в митотической активности ткани фиксируются с дозы углекислой меди 0,5 мг/л, при этом митотический индекс снижается до 98,6%о относительно показателя в контроле (111,5%о), с дозы двухлористого цинка 10 мг/л, при этом значение снижается до 89,1%о, с дозы углекислого никеля 1 мг/л, при этом значение снижается до 52,4%о;

- компенсаторные метаболические реакции (увеличение числа ядрышек) проявляются с дозы углекислой меди 5 мг/л, с дозы двухлористого цинка 1 мг/л, с дозы углекислого никеля 0,7 мг/л.

Синергичный токсический эффект меди, цинка и никеля на мембранный потенциал выявлен при комбинации: медь углекислая (5 мг/л) + никель углекислый (7 мг/л) + цинк двухлористый (10 мг/л). При этом выявлено увеличение числа клеток с ядрышками более двух в 19 раз, снижение показателя митотической активности ткани в 2,9 раза относительно контроля. В той же комбинации подавляется митотическая активность ткани. Компенсаторные метаболические реакции в этом варианте начинают выявляться при дозах в 100 раз меньших.

Таким образом, можно допустить, что разряжение ткани, достигнутое воздействием меди, способствовало проникновению никеля и цинка в активную зону корешка, где наблюдалось максимальное угнетение митотического деления и мобилизация синтетических процессов. Усиление метаболизма в индуцированных токсикантами тканях мы связываем с синтезом стрессовых белков, мобилизацией металлотионеинов, что согласуется с данными Riordan, Richards,

1980; Степановой, Ильина, 1982; Skujns, McDonald, Knight, 1983; Webb, 1987; Wormster, Calp, 1988; Дубиной, 1989; Sideris, 1989; Кожанова, Дмитриева, 1989. Ни один из компонентов модельного эксперимента, взятых в токсичных дозах, не индуцировал генетические нарушения на корешках лука. Но в отдельности, и особенно при совместном влиянии на ткань корневой системы, соли никеля, меди и цинка изменяли митогенность ткани, усиливали белковый синтез в клетках. Исходя из эмпирического и теоретического источников, следует, что усиленное поглощение меди из субстрата корневой системой и локализация его в растениях связаны с повышенной биогенной активностью элемента. Никель и цинк накапливаются в почвах по причине меньшей проникающей способности в сравнении с солями меди. Отсюда неблагоприятное соотношение Cu/Ni и кумуляция цинка в орошаемых почвах. Концентрация меди в почвах ЗПО способна нарушить барьерный потенциал корневой системы и вызвать накопление прочих токсикантов в тканях и, следовательно, являться проводником и индуктором предмутационных событий в растительных тканях.

По результатам ЦГА водных вытяжек почв на корневой меристеме лука в 70% вытяжек наблюдали увеличение митотического индекса (Ml) на 14-75% (табл. 5). В вытяжке 5 выявлялась цитотоксичность в снижении Ml на 20%; в вариантах 9, 10 в подавлении корнеобразования. Таким образом, изученные среды способны вызывать нарушения веретена деления. Корреляция между яд-рышковым тестом и содержанием подвижных металлов в образцах почв составила: Си - 0,24; Zn - 0,79; Ni - 0,54; Pb - 0,54; Cr - 0,22 (принято условие: rS < 0,25 - слабая корреляция; rS = 0,26+0,74 - умеренная; rS > 0,75 - сильная). На препаратах, полученных при проращивании в водных вытяжках почв, кроме вариантов 3, 8, обнаружены клетки, содержащие более двух ядрышек в ядре. Последнее свидетельствует о том, что в клетках имеет место повышенная синтетическая активность. Наибольшее число таких клеток наблюдали в вариантах 1, 5, 6. Повышенная синтетическая активность клеток сопровождает большинство цитопатологических процессов, так как подобный синтез включает синтез стрессовых белков и белков, блокируемых экзотоксинами. Это явление оценивается нами как состояние сенсибилизации. Мутации фиксировали в вариантах 1, 6. Наблюдали нарушения митоза типа отставаний хромосом в анафазе, асимметричное расположение хромосом в анафазе, разброс хромосом в метафазе. Положительная корреляция между митотической активностью и содержанием подвижных металлов в образцах почв зафиксирована по меди и составила 0,46; никель и цинк проявили отрицательную корреляцию (-0,66 и -0,34 соответственно); по остальным металлам корреляция не обнаружена. По корреляционным зависимостям, стрессовый сверхсинтез белка может быть обусловлен интенсивным поступлением цинка, никеля и свинца, а повышенная митотическая активность ткани - медью. При этом никель и цинк ингибируют митоз, что можно объяснить перераспределением энергетических ресурсов клеток (ткани, организма) на синтез металлотионеинов. Как известно, в момент стресса подавляется синтез метаболических белков, следовательно, подавляется и рост, и размножение клеток (Riordan, Richards, 1980; Степанова, Ильин, 1982; Skujn, McDonald, Knight, 1983; Webb, 1987; Wormster, Calp, 1988; Дубина, 1989; Side-

ris, 1989; Катрич, цит. по: Физиология растительных организмов и роль металлов, 1989).

Таблица 5 - Результаты тестирования сред на цитотоксичность и мутагенную активность в фитотесте А. сера

№ Вариант Изменения на 1000 клеток

более двух мутации* MI в %

ядрышек к контролю

1 Контроль 1,2±0,02 0 100

2 №1 50,1±4,06* 1,90±0,04* 114±6,3*

3 №2 5,5±1,02* 0 175±5,8*

4 №3 0* 0 153±7,9*

5 №4 6,0±1,0* 0 130±4,9*

6 №5 58,2±4,0* 0 80±8,2*

7 №6 76,3±3,1* 6,19±0,01* 141±7,7*

8 №7 22,3±4,5* 0 157±7,4*

9 №8 0* 0 119±5,9*

10 №9 подавление корнеобразования

11 №10 подавление корнеобразования

12 Си (min) подавление корнеобразования

13 Zn (min) 43,4±6,3* 0 141±9,2*

14 Ni (min) подавление корнеобразования

15 Cu+Zn+Ni (min) 2,7±0,04* 0 63±7,0*

16 Си (max) подавление корнеобразования

17 Zn (max) подавление корнеобразования

18 Ni (max) подавление корнеобразования

19 Cu+Zn+Ni (max) подавление корнеобразования

В таблице даны средние значения и доверительные интервалы среднего при а = 0,05; уровни значимости различий между вариантом и контролем по ^критерию Стьюдента *р<0,001.

По результатам ЦГА водных вытяжек почв, на корневой меристеме пшеницы на сорте Людмила выявили повышение MI в 80% вытяжек и в вариантах Си {min), Zn (min); ингибирование MI - в 20% и в вариантах Ni (min), Си + Zn + Ni (min), Си (max), Zn (max), Си + Zn + Ni (max). Мутации фиксировали в 20% вытяжек и варианте Си + Zn + Ni (min)', подавление корнеобразования в варианте Ni (max). На сорте Саратовская 59 стимуляция митотической активности выявлялась в 70% образцов почв; ингибирование - в 10% и в вариантах Си (max), Zn (max), Си + Zn + Ni (max); приближены к контролю в вариантах 5, Си (min), Zn (min), Ni (min). Мутации фиксировали в вариантах 7, Си + Zn + Ni (min), подавление корнеобразования в вариантах 8, Ni (max). Практически во всех вариантах водных вытяжек почв при тестировании на пшенице отмечено увеличение числа клеток, содержащих более двух ядрышек в ядре, подавление или усиление митогенности ткани. По результатам модельных экспериментов

на том же объекте можно заключить, что в почвах ЗПО содержится концентрация солей, которая, в потенциале, может вызвать насыщение растений мутациями и формировать в популяции растений дополнительный мутационный груз.

Оценка мутагенности сточных вод ОГХК в тестах на соматический мо-заицизм и сцепленные с полом рецессивные летальные мутации на дрозофиле. Тест на соматический мозаицизм по крыловым маркерам - Яг и т\уЬ - заключатся в учете частоты одиночных и двойных пятен, фенотипически проявляющихся в изменении формы и числа щетинок. Результаты тестирования сточных вод приведены в таблице 6 вместе с результатами модельного эксперимента. По данным тестирования выявлено, что сточные воды являются индукторами мутаций типа нерасхождений хромосом, что определяется по увеличению частоты характерных Пг-пятен. Ту же мутацию наблюдали в варианте концентрация №+Си+8п, превосходит в 100 раз. Идентичность нарушений, вызываемых сточными водами и исследованными солями тяжелых металлов, показывает, что основу генетической активности сточных вод составляют именно тяжелые металлы.

Таблица 6 - Действие сточных вод и солей Си, Бп на частоту возникновения соматических мутаций и рекомбинаций у дрозофилы

Вариант Количество пятен на крыло

одиночных двойных всего

тшЬ Аг mwh/flr

Контроль 0,06±0,03 0,24±0,05 0,04±0,02 0,34±0,05

Сточная вода ЕСР 0,05±0,03 0,35±0,04* 0,02±0,02 0,42±0,06*

превосходит в 100 раз 0,04±0,01 0,31±0,07 0,01 ±0,03 0,36±0,03

Си, превосходит в 100 раз 0,06±0,03 0,24±0,06 0,03±0,01 0,33±0,05

8п, превосходит в 100 раз 0,04±0,02 0,32±0,03 0,01±0,04 0,37±0,07

№+Си+8п, превосходит в 100 раз 0,04±0,03 0,36±0,05* 0,03±0,02 0,43±0,04**

превосходит в 10 раз 0,04±0,01 0,23±0,02 0,04±0,02 0,31 ±0,04

Си, превосходит в 10 раз 0,06±0,04 0,22±0,03 0,02±0,03 0,30±0,03

Бп, превосходит в 10 раз 0,06±0,02 0,24±0,01 0,04±0,07 0,34±0,01

№+Си+8п, превосходит в 10 раз 0,04±0,01 0,24±0,03 0,04±0,02 0,32±0,05

не превосходит 0,06±0,01 0,23±0.04 0,04±0,06 0,33±0,05

Си, не превосходит 0,04±0,03 0,23±0,02 0,03±0,01 0,30±0,06

Эп, не превосходит 0,05±0,04 0,24±0,05 0,06±0,03 0,35±0,04

№+Си+8п, не превосходит 0,05±0,03 0,23±0,03 0,06±0,01 0,34±0,04

В таблице даны средние значения и доверительные интервалы среднего при а = 0,05; уровни значимости различий между вариантом и контролем по ^критерию Стьюдента *р<0,05; **р<0,02; остальные значения - р>0,1.

Второй тест на выявление частоты сцепленных с полом рецессивных летальных мутаций (СПРЛМ) выявил способность сточных вод индуцировать небольшое число леталей (3%) (табл. 7). Следовательно, сточные воды ОГХК генетически активны по отношению к генеративным клеткам животных. По по-

следним двум тестам, сточные воды ОГХК характеризуются как мутагены малой интенсивности, оказывающие слабый эффект геномных и генных мутаций на объекты животного происхождения. При совместном действии солей никеля, меди и олова в дозе, не превышающей концентрацию в сточной воде, выявлена небольшая частота СПРЛМ (в контроле - 0, в опыте - 1,6%). Соли никеля и меди в дозах, превосходящих концентрацию в сточной воде в 10 раз, также индуцировали СПРЛМ с частотой 8,0% и 2,5% соответственно. Соли олова не проявили мутагенности ни в одной из испытанных концентраций. По результатам модельного эксперимента выявлено, что никель и медь являются элементами, несущими основу генетической активности сточных вод ОГХК. Мутагенная активность сточных вод основана на взаимодействии ряда компонентов. В частности, наблюдали аддитивный эффект никеля и меди при формировании цито-генетического нарушения в животной клетке. Роль олова отразилась лишь в формировании общего токсичного фона, на основе которого происходят мутации.

Таблица 7 - Действие сточных вод и солей Си, Би на частоту СПРЛМ

Вариант СПРЛМ,%

Контроль 0

Сточная вода 3±1,5*

N1, превосходит в 100 раз абсолютная летальность

Си, превосходит в 100 раз абсолютная летальность

Бп, превосходит в 100 раз абсолютная летальность

М+Си+Зп, превосходит в 100 раз абсолютная летальность

№, превосходит в 10 раз 8,0±1,4**

Си, превосходит в 10 раз 2,5±1,2*

8п, превосходит в 10 раз 0

№+Си+8п, превосходит в 10 раз абсолютная летальность

N1, не превосходит 0

Си, не превосходит 0

8п, не превосходит 0

М+Си+Зп, не превосходит 1,6±0,7*

Исходя из представленных данных, в тестах на дрозофиле основу мутагенности сточных вод ОГХК и почв ЗПО (их водных вытяжек) составляют соединения никеля и меди.

В таблице 8 приведены результаты тестирования сточных вод ОГХК на мутагенность. Сточные воды ОГХК в системе оценок на мутагенность опреде-

лены как слабые мутагены, с тенденцией усиления эффекта повреждающего действия по мере повышения концентрации компонентов.

Таблица 8 - Мутагенность сточных вод ОГХК в различных тест-системах

Тип Система проверки Наличие

нарушения эффекта

Генные Бактериальный тест Эймса

без метаболической активации (-МА) +

с метаболической активацией (+МА) -

Сцепленные с полом рецессивные летальные му-

тации (СПРЛМ) +

Хромосомные ЦГА на меристеме корешков лука -

Геномные ЦГА на меристеме корешков лука +

Соматический мозаицизм по крыловым маркерам

на дрозофиле +

Таким образом, с течением времени пробы воды из ЕСР, особенно придонные, при оценке на мутагенность будут проявляться как более интенсивный мутагенный фактор окружающей среды. Экстраполяция данных, полученных в классических тестах на выявление мутагенности сред, насыщенных солями тяжелых металлов, позволяет прогнозировать в условиях исследованного МЭ-загрязнения насыщение генофонда почвенной фауны, микрофлоры, растений генетическим грузом. Следствием такого воздействия могут быть нарушение плодородия почв, появление новых форм насекомых-вредителей, патогенов растений и животных.

Глава 5 «Биотестирование с использованием методов эпигенетической оценки сточных вод, водных вытяжек почв ЗПО ОГХК и их компонентов». Малые дозы мутагена могут не вызывать грубых нарушений ядерных структур, при этом воздействие на активность генетического аппарата передается через изменения в биоструктурах цитоплазмы и внутриклеточной регуляции, т.е. слабые дозы мутагенов, могут индуцировать эпигенетическую изменчивость, которая обусловливает появление новых фенотипов и определяет тенденции развития популяции. Известно, что эпигенетическая изменчивость наследуется. Если она не связана с появлением слабых, элиминирующихся фенотипов, то может быть обратимой. Возврат к прежнему фенотипу возможен при оптимизации условий существования популяции. Эпигенетическая изменчивость может быть обусловлена действием не мутагенных, но сенсибилизирующих факторов (Васильев, 1988-2009; Falls, Pulford, Wyhe, Jirtle, 1999; Chandler, Eggleston, Dorweiler, 2000; Голубовский, 2000; Чураев, 2000; Назаренко, 2002; Жерихин, 2003; Ванюшин, 2004; Шишкин, 2006; Bird, 2007; Chandler, 2007; Жерихин, Пономаренко, Расницин, 2008 и др.). Следовательно, индукторы подобной изменчивости могут составить основу эффектов последействия, фиксируемых в ходе онтогенеза и в процессе развития популяции (отдаленные попу-ляционные эффекты). И.Б. Бычковской (1986) впервые на обширном экспериментальном материале было описано явление нестохастической наследуемой

клеточной летальности. Эффект проявлялся при воздействии слабых доз ионизирующей радиации, повышенных температур и некоторых химических веществ в культуре одноклеточных. Позже группой ученых были получены данные об индукции такой летальности в тканях животных и человека (Бычков-ская, Степанов, Кирик, 2003; Бычковская, Федорцева, Антонов, Алексанин, 2006; Бычковская, Федорцева, Антонов, Долинский, 2007; Бычковская, Егорова, Иголкина, Федорцева, 2007). Это явление было применено нами при разработке способов и принципов оценки поллютантов как индукторов эпигенетической изменчивости. Экспериментальные данные вышеперечисленных авторов получены в одно время с нашими результатами, что подтверждает объективность и логичность экстраполяции данных с одноклеточных на многоклеточные организмы, а также обусловленность прогнозирования отдаленных эффектов воздействия индукторов с использованием экспресс-диагностики.

Исследование наследуемой клеточной летальности гаплоидных и диплоидных форм дрожжей-сахаромицетов. На уровне диплоидных дрожжевых клеток рассматриваемый эффект выражается в снижении выживаемости клеток и сокращении размеров колоний в ряду пассажей (Бычковская, 1986; James, Werner, 1966; Williams, Frank, 1982; Yudin, 1981). В первых пассажах после индукции возникают колонии увеличенных размеров, при этом диаметры колоний варьируют в значительных пределах. Гипотетически, особенности процесса ко-лониеобразования зависят от плоидности клеток, т.к. от плоидности зависит жизнеспособность индуцированных клеток. Вероятно, после воздействия малыми дозами мутагена диплоид-специфическая репарация способна восстановить жизнеспособность части поврежденных клеток, но не в состоянии полностью репарировать их репродуктивный потенциал. Клеточное опустошение приводит к возникновению колоний с измененными параметрами пространственного положения клеток и, как следствие, к повышению вариационной изменчивости размеров колоний, частоты морфозов. Последнее не характерно для колоний гаплоидов. У гаплоидов диаметры колоний сокращаются в первых же пассажах и отличаются однородностью размеров (Бычковская, 1986; Jensen Р., Analstensson S., 1989).

Оценка токсичности сточной воды на организмах различной генетической организации проводилась с использованием дикого штамма дрожжей -5. cerevisiae - гаплоид и его у-мутант-диплоид. Наблюдали выживаемость обработанных клеток и особенности колониеобразования по диаметрам макроколоний. В позитивных контролях, где выявлена реакция на повышенную температуру и гамма-облучение, наблюдали ингибирование роста колоний у гаплоидов и стимулирование — у диплоидов. В позитивном контроле, где в качестве индуктора нестохастической клеточной летальности представлена повышенная температура, гаплоиды и диплоиды проявляли признаки снижения выживаемости более чем на 50%. Сточные воды ОГХК проявили токсичность по отношению к дрожжам-гаплоидам. При этом летальность клеток достигала 47,7%, наблюдали сокращение размеров колоний (рис. 4). По отношению к дрожжам-диплоидам сточные воды малотоксичны, так как выживаемость снизилась незначительно, но имело место увеличение размеров колоний - первичное изме-

нение в морфологии колониеобразования диплоидных дрожжей при летальности в поколении, вызванной слабой дозой мутагена. Морфометрическая реакция популяции на воздействие показана пунктиром на рисунке 4. Она проявлялась в первых же пассажах. В последующих пассажах эффект сохранялся, но у диплоидов признак увеличенных колоний убывал с течением времени.

1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 Диаметр колоний, мм

Диаметр колоний, мм Ь

-л- контроль, через 1 сут -■*- сточная вода, через 1 сут -•- контроль, через 7 сут ■ сточная вода, через 7 сут контроль, через 30 сут сточная вода, через 30 сут

Рис. 4 - Распределение диаметров колоний дрожжей под влиянием сточных вод ОГХК: А - дрожжи-диплоиды; Б - дрожжи-гаплоиды

Увеличение размеров организмов в популяциях при воздействии малыми дозами мутагена часто объясняют стимулирующим эффектом агента (Тарасен-ко, 1980; Виленчик, 1987; Демченко, 1987; Москалев, 1991). В основе такого явления лежат деструктивные внутриклеточные изменения эпигенетического характера, известные как «плюс»-модификации (Раппопорт, 1984). По результатам наших исследований на дрожжах, дозы индукторов, вызывающие стиму-

ляцию метаболических процессов, не исключают повреждения, ведущие к летальности в клеточных поколениях; следовательно, клеточное опустошение при тканеобразовании может сопровождаться морфозами, «плюс»-модификациями на растениях и животных.

Отдаленная гибель клеток, индуцируемая малыми дозами мутагена, обусловлена передачей скрытых летальных изменений в процессе клеточного размножения. По нашим исследованиям, такая форма эпигенетической изменчивости, как и другие ее формы, проявляется с момента компенсаторной реакции, что согласуется с представлениями этого явления Р.Н. Чураевым, (1992), М.Д. Голубовским (2000), Д.Л. Гродницким (2000), С.А. Назаренко (2002) и др.

Таким образом, для экологической безопасности значимость имеют не только события, связанные с явным накоплением генетического груза, но и явления, ведущие к нарушению метаболической активности клеток и, как следствие, к формативным аномалиям на уровне колонне-, ткане-, органообразования.

Исследование морфозов и морфометрических реакций, индуцируемых сточными водами и почвами ЗПО на растениях фасоли Р. vulgaris, редиса R. sativus и пшеницы Т. durum, Т. aestivum. В эксперименте использованы пробы сточной воды: 2 - поверхностная вода из ЕСР; 3 - вода придонного уровня ЕСР. Типичные морфофизиологические изменения у растений фасоли наблюдали с частотой 7,4% (в контроле - 2%), всхожесть семян составляла 63% к контролю. Наблюдаемые у растений фасоли снижение всхожести семян, значительное увеличение числа и разнообразия морфозов можно объяснить вторичными эффектами на основе наследуемой клеточной летальности (клеточного опустошения). При этом вес зеленой массы растений оказался увеличенным на 27% к контролю, т.е. стимуляция развития вегетативных органов сопровождалась всплеском разнообразных морфофизиологических аномалий.

Сточные воды на растениях пшеницы Т. durum сорта Оренбургская 2 индуцировали морфозы с частотой 1,7%, всхожесть семян составляла 88% к контролю. При этом наблюдали один морфоз - нарушение синхронного развития колеоптиля и первого листа. Внешне данное изменение выглядело как образование первым листом спирали внутри колеоптиля, затем наблюдали разрыв колеоптиля и высвобождение деформированного первого листа (рис. 5). В норме колеоптиль разворачивается без нарушения целостности ткани и деформации первого листа.

Эффект соматической стимуляции представляет собой ряд ускоренных метаболических процессов, которые можно пронаблюдать на внутриклеточных, тканевых и органных уровнях. Малые дозы мутагена вызывают функциональные и структурные нарушения клеточных мембран, инактивацию некоторого числа ферментов протоплазмы. Затем включается режим сверхсинтеза белка, направленный на создание защитного стрессового фона. Усиление синтетических процессов клетки приводит к увеличению притока питательных веществ (аттрагирующему действию меристем), ускоренному нарастанию объема клеток, повышению митотической активности ткани, стимуляции органогенеза. Все это сопровождается истощением внутриклеточных и системных ресурсов, предназначенных для обеспечения адаптивных реакций организма. Следствием

стимуляции органообразования являются морфометрические и морфофизиоло-гические нарушения. При этом, если морфометрические реакции обычно рассматриваются как проявления адаптивной нормы реакции, то морфозы отражают итог аномального развития организма, однако и те, и другие эффекты могут индуцироваться одними и теми же факторами среды, а характер измененного фенотипа формируется в зависимости от степени поражения мишеней - молекулярных и клеточных структур. Таким образом, морфозы являются результативной формой проявления первичных, структурно-метаболических клеточных повреждений, в том числе следствием аномального ускорения развития, результатом несоответствия между программой генома и условиями его реализации.

Рис. 5 - Морфозы на проростках фасоли и пшеницы: А - Изменение формы листовых пластинок и их числа у фасоли: I - первый лист; 2 -второй лист; 'Ф™ - передача признака деформации средней пластинки листа; N—' - передача признака срастания листовых пластинок; —► - отсутствие пластинки. Б - Морфоз пшеницы - «спираль»: на снимке стрелками показано место разрыва колеоптиля и высвобождение листа, скрученного в спираль

Целью модельного эксперимента было определение функциональной роли никеля, меди и цинка в формировании морфозов и влияния на развитие первого листа и колеоптиля. Концентрации солей взяты в дозах, в 100 раз превосходящих концентрации в сточных водах ОГХК. По нашим результатам, морфоз «спираль» у пшеницы может быть индуцирован агентом, вызывающим ингиби-рование развития колеоптиля при нормальном развитии первого листа (никель, цинк), или агентом, вызывающим стимуляцию первого листа при обычном развитии колеоптиля (медь). На рисунке 6 показано влияние солей никеля, цинка и меди на стеблевой морфогенез. На гистограммах, построенных по средним значениям длины колеоптиля во всех вариантах, кроме варианта соль меди, показатели ниже контроля или не изменены. В целом изменчивость длин колеоптиля по средним показателям мало выражена (р>0,05). При этом статистически значимое изменение по среднему показателю обнаружено лишь в варианте соль никеля (р<0,05). По нашим наблюдениям, длина колеоптиля детерминирована генотипом и не может превосходить крайний максимальный показатель, но

среда, влияющая на его линейный рост, может изменить характер распределения этого признака. Гипотетически, стимуляцию длины колеоптиля можно наблюдать по показателю его средней длины, только если все растения выборки одинаково реагируют на воздействие, формируя длину, приближенную к максимальной, что маловероятно, даже если выборка состоит из клонов.

Контроль Вода ЕСР Вода ЕСР Соль никеля Соль меди Соль цинка Комбинация верхний придонный солей никеля,

уровень уровень меди и цинка

Щ длина стебля; □ длина колеоптиля

Рис. 6 — Влияние сточных вод, растворов солей никеля, меди, цинка, комбинации солей на линейный рост проростков пшеницы

В отличие от длины колеоптиля, другой показатель - длина стебля, формирующийся с развитием автотрофного питания проростка и корневой системы, проявляет большую вариабельность признака при воздействии индукторов. Статистически значимое увеличение длин стебля зафиксировано в варианте соль меди (на 21%), подавление длин стебля - в вариантах: вода ЕСР поверхностный уровень (на 31%), вода ЕСР придонный уровень (на 24%), соль никеля (на 38%). Антагонистическое компенсаторное влияние оказала медь в комбинации трех солей, в результате показатель длины стебля статистически незначимо превосходил контроль, но не был подавлен ингибиторным влиянием цинка и никеля.

Для того чтобы проследить за отдаленными патологиями воздействия агента на животных и человека, необходим длительный промежуток времени между моментом воздействия и искомым эффектом. Благодаря особенностям органообразования, растения оказываются удобным объектом для экспресс-анализа потенциальной способности вещества вызывать клеточное опустошение тканей и создавать основу морфозам.

В соответствии с методикой СанПиН 2.1.7.573-96, нами проведено определение фитотоксичности водных вытяжек почв на редисе К. яаНуш сорта красно-розовый с белым кончиком. Помимо измерения длины корня редиса,

дополнительно нами учитывалась длина всего растения и длина стебля, определялась всхожесть семян, проведен модельный эксперимент. По данной оценке, все водные вытяжки почв ЗПО ОГХК, отобранные в 2000 г., обладают стимулирующими свойствами на показатели всхожести семян, роста и развития растений. Однако показатели длины стебля во всех вариантах водных вытяжек почв сократились, стимуляция корневого морфогенеза происходила в ущерб развитию надземной части растения. На рисунке 7 показано увеличение всхожести семян по всем водным вытяжкам почв относительно контроля на 5-25%.

Рис. 7 — Всхожесть семян редиса относительно контроля в различных средах (в нижней строке - % к контролю)

В модельном эксперименте тенденцию к стимулированию прорастания | семян проявили варианты: Ni (min) - на 10%, Ni + Си + Zu (min) - 4%, Си (max) — 13%, Zn (max) — 8%; ингибировали или проявляли статистически незначимый подавляющий эффект варианты: Ni (max) - на 67%, Си (min) - 2%, Zn (min) -9%, Си + Zn + Ni (max) - 6%. В варианте Си + Zn + Ni (max) антагонистами компенсировалось негативное влияние никеля на всхожесть, при этом наблюдали повышение всхожести относительно варианта Ni (max) на 61%.

Всхожесть семян зависит как от внешних условий прорастания, так и от концентрации и активности фитогормонов в семени. В эксперименте наблюдали, что под влиянием водной вытяжки почв и растворов солей никеля, меди, цинка активируется резерв фитогормонов-стимуляторов прорастания. Последнее возможно при активации микроэлементами гидролаз, локализованных в эндосперме.

На рисунке 8 показано формирование линейных признаков роста и развития проростков под влиянием водных вытяжек почв и модельных растворов. В вариантах с водными вытяжками почв длина корня увеличена на 13-68%,

длина стебля снижена на 16-45%. В варианте Си (min) длина корня увеличена на 32%, Zn (min) - на 12%, Си + Zn + Ni (min) - на 57%, Zn (max) - на 17%, при этом длина стебля в этих вариантах сокращена на 7-21%. В остальных вариантах выявлено одновременное подавление роста корня и стебля.

-150% -100% -50% 0% 50% 100%

длина корня к контролю, % длина стебля к контролю, %

Рис. 8 - Изменение линейных показателей роста редиса в различных средах

Во всех вариантах наблюдали смещение линейных показателей роста и развития растений в сторону корневого морфогенеза. В фитогормональной системе за корневой морфогенез отвечают преимущественно ауксины, те же гормоны координируют фототропизм растений в момент прорастания. Следствием преимущественного распределения ауксинов в корне может являться усиление индукции корневого морфогенеза и ослабление фототропизма. А ослабление реакций фототропизма приводит к подавлению зеленения растений и нарушению ауксин-цитокининового баланса, необходимого для их нормального развития. Действие солей никеля на проростки выражалось в утолщении и огрублении корня. В комбинации Си + Zn + Ni (max) формировались более эластичные ткани корня и стебля. Преимущественную роль в процессе растяжения клеток играет ауксин; вероятно, в условиях воздействия солями меди этот гормон активируется и обеспечивает перераспределение ресурсов морфогенеза в сторону корневого роста.

Экстраполируя данные модельных экспериментов на результаты испытаний водных вытяжек почв, можно заключить, что концентрации и баланс никеля, меди и цинка в почвах ЗПО ОГХК влияют на органообразование в растениях. Исследована реакция двух сортов пшеницы Т. aestivum Людмила и Саратовская 59. На сорте Людмила тенденцию к стимулированию роста колеоптиля проявили 90% вытяжек. Тот же эффект по длине 1-го и 2-го листа наблюдали в

40% вытяжек. Всхожесть семян снизилась в 30% вытяжек. В модельном эксперименте снижение всхожести наблюдали во всех вариантах, кроме Ni (max), Си + Zn + Ni (max); ингибирование по длине 1 -го листа - во всех вариантах; по длине 2-го листа - Си (min), Zn (min), Си + Zn + Ni (min), Zn (max). Из вышеизложенного следует, что сорт Людмила отзывчив на широкий спектр концентраций меди и цинка. На сорте Саратовская 59 увеличение всхожести наблюдали в 20% вытяжек, в остальных - ингибирование. Стимуляцию роста колеоптиля наблюдали в 70% вытяжек, роста первого и второго листа - в 60%. Сравнение результатов тестирования вытяжек с данными модельного эксперимента позволило сделать вывод, что «плюс»-эффекты наблюдались в вытяжках, содержащих биологически активную форму меди.

Результатами биотестирования в фитотестах показано, что причиной повышенной биологической активности водных вытяжек почв исследованной территории является присутствие солей меди, цинка и никеля в цитотоксичных концентрациях. Эти три компонента проявляют аддитивный эффект при формировании признаков развития проростков; приоритетными индукторами мор-фозов являются соли никеля и меди, что доказано модельными экспериментами. Результаты исследований согласуются с данными по тестированию на мутагенность сточных вод ОГХК.

В экспериментах на растениях наблюдали проявления эпигенетической изменчивости на клеточном (структурно-метаболические нарушения, компенсаторные реакции), тканевом (изменение митогенности), органном (морфозы, некрозы) и организменном уровнях (изменения параметров роста и развития, летальность). Однако эпигенетическая изменчивость, прежде всего, рассматривается как результат взаимодействия генотипа с условиями его реализации и изучается как фактор эволюционного развития популяций. При этом именно стресс рассматривается как индуктор фенотипической изменчивости, ведущий к эволюции или элиминации популяции (Jablonka, Lamb, 1998; Гродницкий, 2001). Следовательно, разработка методов оценки популяционных реакций на техногенное воздействие является неотъемлемым компонентом прогнозирования последствий эпигенетической изменчивости.

Применение математического анализа для моделирования нормы реакции растений однородной популяции позволяет прогнозировать внутрипопуляци-онные события, возникающие под влиянием техногенного фактора. Суть метода заключается в использовании фитотестов для выявления тенденций развития популяций под влиянием изучаемого индуктора. В оптимальных константных условиях среды популяции подчиняются стабилизирующему отбору и формируют относительно одинаковые показатели роста и развития. При описании морфометрических показателей таких растений возникает одновершинная кривая с равными отклонениями от среднего показателя в сторону больших и меньших значений. Вариабельность, укладывающаяся в понимание генетически обусловленной толерантности как адекватная модификация, характеризует потенциал развития популяции в стабильных условиях. Если условия существования популяции обременены лимитирующим фактором, ведущим к дизруп-тивному отбору, можно ожидать распад популяции на субпопуляции по при-

знакам роста и развития. Этот факт свидетельствует о возможном обеднении генофонда в силу сокращения численности растений, вступающих в фазу репродукции. Эпигенетическая изменчивость в этом случае проявляется в разнообразии фенотипов, формирующих «минус»- и «плюс»-модификации на основе компенсаторной реакции.

Для оценки результатов тестирования любых растворов (как потенциально биологически активных) мы предлагаем использовать кривые нормального и математического распределения морфометрических признаков. В эксперименте на редисе применили методику, предложенную СанПиН 2.1.7.573-96, и ее модификацию. В частности, для обнаружения эффектов металлов, находящихся в разном химическом состоянии - хелатном и минеральном, - использовали водные вытяжки в двух режимах: «без кипячения» и «с кипячением», при этом вытяжки через каждые 5 минут три раза доводили до кипения в колбе со стеклянной воронкой, титр растворов сохраняли добавлением дистиллированной воды. При термическом воздействии разрушалась биологически активная фракция металлоорганических соединений и появлялась возможность наблюдать эффект действия одного фактора - минеральной фракции солей металлов. Данные обрабатывались статистически и представлялись в форме диаграмм и таблиц. Сравнивались фактические распределения линейных признаков растений в опыте и контроле. Для анализа значимости различий выборки использовали t-критерий Стьюдента.

По полученным графикам распределения морфометрических показателей корня, в частности, по характеру растяжения кривых, можно заключить, что стимуляция роста корня выражена как в опыте без кипячения, так и в опыте с кипячением. Так, на рисунке 9 в опыте крайние показатели длины превосходят контроль на 11 см. В контроле в варианте без кипячения двухвершинность слабо выражена. Исследуемая популяция полиморфна - состоит из двух групп растений с различной генетической детерминацией метрических параметров; под влиянием водных вытяжек почв форма кривой не изменяется. На рисунке 10 в контроле с кипячением наблюдали двухвершинность. В опытном растворе признак двухвершинности диаграммы исчезает; кривая по форме приближена к кривой нормального распределения. Следовательно, минеральная фракция водных вытяжек почв направленно влияет на характер формирования длины корней; повышенная концентрация солей металлов активнее влияет на морфогенез растений, чем комбинированный поликомпонентный загрязнитель почв, включающий органические фракции. При этом приближение кривой фактического распределения к кривой теоретического распределения раскрывает общий адаптивный потенциал групп растений, составляющих тест. Полученное заключение согласуется с представлениями об эпигенетической изменчивости в популяциях А.П. Расницына (1987), К.А. Каллис (1990), Д.Л. Гродницкого (2001), В.В. Жерихина (2003), М.А. Шишкина (2006), А.Г. Васильева (19882009), А.Г. Васильева и И.А. Васильевой (2009).

Контроль

30-

11,6 14,9 18,1 21,4 24,7 Длина корня, см д

Опыт

5,9 10,9 15,9 25,9 30,9 35,9 Длина корня, см Б

Рис. 9 - Изменение характера фактического распределения длин корня

под влиянием разных сред: А - контроль в опыте без кипячения; Б - водная вытяжка в опыте без кипячения. Пунктиром показано нормальное теоретическое распределение.

Длина корня, см А Длина корня, см Б

Рис. 10 - Изменение характера фактического распределения длин корня под влиянием разных сред:

А - контроль в опыте с кипячением; Б - водная вытяжка в опыте с кипячением.

Пунктиром показано нормальное теоретическое распределение.

На основании токсикогенетической оценки и биотестирования эпигенетических эффектов в микробиальных и фитотестах прогнозировалась вероятность способности сточных вод ОГХК вызывать отдаленную патологию на животных объектах. К отдаленным эффектам, прежде всего, относят развитие генетических нарушений, ведущих к сокращению численности популяции и накоплению генетического груза. Вероятность возникновения мутаций под влиянием поллютанта устанавливается при проведении токсикогенетической оценки. Но даже отсутствие генетических повреждений в традиционных тестах на мутагенность не свидетельствует о безопасности загрязнителя как индуктора отдаленных эффектов воздействия. По заключению С.А. Назаренко (2002), М.Д. Голубовского (2000), эпигенетические изменения, возникающие в онтоге-

незе многоклеточных эукариот, способны передаваться не только в рамках клеточной наследственности, но и через половое размножение и обеспечивать разнокачественное наследование признаков родителей потомками («геномный им-принтинг»). Для выявления отдаленных эффектов сточных вод ОГХК на млекопитающих нами поставлены эксперименты на грызунах.

Исследование отдаленных последствий воздействия сточных вод на организм китайских хомячков С. griseous. В экспериментах определяли влияние сточных вод ОГХК на индивидуальное развитие животных, репродуктивность и качество потомков. В первой опытной группе животных подкормка сточными водами продолжалась 30 дней. В первые две недели с начала эксперимента у животных наблюдали хороший аппетит, некоторую сонливость, повышение густоты шерсти; в последующие дни вплоть до летальности - дерматит, состояние повышенной возбудимости, умеренную агрессивность, поредение шерсти (взъерошенная шерсть). Через 16 дней после прекращения подкормки зафиксирована гибель первого животного, в течение недели погибло 75% особей. Смерть наступала внезапно, обычно в момент сна, сопровождалась слизистыми кровяными выделениями из обонятельной и ротовой полостей, слезотечением, гиперемией носа. Патологоанатомическое вскрытие показало наличие отека, застойной гиперемии легких, диффузной дистрофии почек, печени, миокарда. Летальность 100% животных наступила на 57 день с момента окончания подкормки. В отдельных случаях гибель наступила в результате септикопиемии (предполагалась изначальная локализация в печени, гнойный лимфаденит). Подсаживание интактного самца к экспериментальным самкам не привело к результатам, - самки оказались стерильными. Во второй опытной группе животных самки получали сточные воды в тех же условиях, но при длительности подкормки 10 дней. Через 2,5 месяца после окончания подкормки провели скрещивание с интактными самцами. Наступившая беременность завершалась гибелью самок в момент родов. При вскрытии обнаруживались плоды без видимых патологий. В третьей опытной группе три самца получали сточные воды в режиме второй опытной группы. Скрещивание также проводили спустя 2,5 месяца после прекращения приема сточных вод. Каждый самец скрещивался с тремя интактными самками. Детеныши рождались и развивались в период лактации без особенностей, в полуторамесячном возрасте молодые особи изолировали от самки. Потомство отличалось повышенной смертностью. В норме гибель новорожденных особей прекращалась к 3-му месяцу существования, в опыте гибель животных продолжалась и после трехмесячного возраста. Разница в показателях количества выживших особей к первому месяцу жизни между контролем и опытом статически не существенна. Таким образом, период лактации в опытной группе проходил относительно благополучно. Однако, после прекращения периода лактации наблюдали, что потомство ослаблено и не приспособлено к существованию в условиях оптимального рациона для животного данного возраста. Потомство отличалось прогрессирующим истощением, отсутствием аппетита, проявлением депрессии, слабой иммунной защищенностью. В результате к 5-му месяцу смертность в потомстве превзошла контроль на 41,6% (рис. 11).

Возраст, мес

■Контроль • Экспонирование

Рис. 11 - Выживаемость потомков, полученных от скрещивания: интактная самка х экспериментальный самец

Проявления эпигенетической изменчивости в первой группе животных мы связываем с последовательным переходом «плюс»-модификаций к «ми-нус»-модификациям фенотипов, тканевыми повреждениями органов на основе клеточной летальности, системными нарушениями, ведущими к ооцитотокси-кации. Во второй группе животных беременность самок завершалась их гибелью. Подобные факты относительно КРС, потребляющих корма с ЗПО, были известны нам из данных предшествующих; исследований (Иоаниди, Степанова, Блохин и др., 1980; Иоаниди, Калиев, Степанова и др., 1982). Специалисты гибель коров объясняли патологией родов, связанной с крупноплодностью. В соответствии с эпигенетической конфликтной теорией отцовского и материнского геномов в регуляции роста плода Moore Т., Haig D. (1991), качественное состояние зиготы зависит от конкурентности геномов родителей. Подавление генома матери геномом отца приводит к истощению организма самки и одновременно к патологической крупноплодное™. Следовательно, в этой группе проявление эпигенетической изменчивости подтверждается характером патологии. В третьей группе детеныши, полученные от индуцированных самцов, проявили энзиматическую зависимость от материнского организма. В соответствии с вышеуказанной теорией, потомки преимущественно унаследовали признаки матери, экспрессия признаков отца была подавлена токсикацией настолько, что был нарушен баланс жизненно важных ферментов.

Нами сделано предположение, что наблюдаемые изменения в организме животных связаны с накоплением никеля, дисбалансом отношений Cu/Ni и Cu/Zn, так как существует ряд сведений об эффектах никеля и его антагонистах. В токсикологических исследованиях при анализе действия различных веществ необходимо рассчитывать ЛД16, ЛД50, ЛДв4, ЛДюо. Самым точным методом расчета является метод наименьших квадратов с использованием пробит-анализа. Метод позволяет выявить вещества, склонные к кумуляции. Китайским хомячкам вводили возрастающие дозы сухого остатка сточных вод ОГХК.

Использовали дозы, при которых не погибает ни одно животное, и от которой гибнут все животные группы. Определили показатели токсичности при разовом и хроническом введении сухого остатка сточных вод в организм животных по методикам, предложенным Ивановым и Погорелюк (1990): ЛД\6=672; ЛД150=923; ЛД184=1174; ЛД,|00=1299; ЛДП16=452; ЛД"50=1040; ЛДл84=1627.

По результатам исследования, коэффициент кумуляции поликомпонентного загрязнителя равен 0,6. Природа «привыкания», а, точнее, пролонгирующего действия веществ, характерна для солей металлов, обладающих биологической активностью (например, относящихся к эссенциальным). Таким образом, токсичность поликомпонентного состава сточных вод ОГХК выявляется по типу микроэлементозов. Кроме того, для солей эссенциальных металлов при хроническом их воздействии характерно «привыкание», сопряженное со стимуляцией физиологических процессов, которое при дальнейшей экспозиции сменяется их ингибированием и гибелью животного. Исследованные сточные воды газоперерабатывающей промышленности могут стать индукторами патологических процессов в организме животных при их длительном использовании для производства кормов. В результате проведенных экспериментов наблюдали патологические изменения в организме животных, вызванные хроническим воздействием сточных вод в течение короткого времени. Полученной дозы вещества было достаточно для индукции необратимых нарушений, приводящих к истощению и скорой гибели животных. Кроме того, наблюдалось и отражение токсического эффекта на уровне потомства. Таким образом, сточные воды способны вызывать отдаленные последствия воздействия на млекопитающих, что прогнозировалось в предыдущих экспериментах на дрожжах-сахаромицетах и растениях. В таблице 9 показаны результаты биотестирования сточных вод предприятия, загрязненных почв ЗПО ОГХК как индукторов эпигенетических изменений.

Таблица 9 - Влияние источников МЭ загрязнения на эпигенетическое развитие организмов

Тип нарушения Система проверки Наличие эффекта

Клеточные Тест на индукцию наследуемой клеточной летальности на гаплоидных и диплоидных формах дрожжей-сахаромицетов +

Органные, организменные, популяционные Тест на индукцию морфофизиологических аномалий и морфометрических реакций на растениях фасоли, редиса и пшеницы +

Тест на развитие эпигенетических нарушений на китайских хомячках +

Тестирование позволило выявить клеточные, органные, организменные, популяционные изменения, индуцируемые микроэлементным загрязнением. При этом в главе 6 были описаны реакции организмов в традиционных тестах на мутагенность и предложены дополнительные критерии оценок на выявление

структурно-метаболических нарушений в ЦГА (определение числа ядрышек, времени мацерации), которые позволяют интегрировать проявления морфомет-рических реакций, аномалий и клеточные изменения в единую систему оценки. Основой эпигенетической изменчивости организмов являются метаболические, системные нарушения, влияющие на детерминацию признаков генетическими факторами, то есть экспрессивность признаков в поколениях зависит от условий онтогенеза родоначальных организмов (от оптимизации генотипического потенциала); следовательно, прогнозирование отдаленных последствий воздействия фактора с использованием генетических тестов необходимо дополнить тестами на индукцию эпигенетической изменчивости. В таблице 10 приводится общая схема выявления действия индуктора эпигенетических эффектов в малых дозах с применением фитотестов.

Таблица 10 - Общая схема выявления действия индуктора эпигенетических эффектов в малых дозах с применением фитотестов

Признаки, учитываемые при биотестировании на различных уровнях оценки, и связанные с ними физиологические реакции

Клеточный Тканевый Органный, организменный Популяционный

Увеличение числа ядрышек (сверхсинтез белка, сопровождающий стрессовую реакцию, индукция нестохастической клеточной летальности) Увеличение митотического индекса Стимуляция орга-нообразования, отражающаяся на линейных параметрах и массе, индукция морфо-зов Распределение признаков роста и развития формирует кривую с увеличением крайних показателей, или ее уплощением, многовершинностью, что не характерно для нормального математического (дестабилизированная популяция, риск генетического вырождения)

Увеличение числа ядрышек, уплотнение и утолщение клеточной оболочки (свсрхсин-тез белка, сопровождающий стрессовую реакцию, разрыв плазмодесм, индукция нестохастической клеточной летальности) Снижение митотического индекса, увеличение времени мацерации (защитная реакция, ведущая к прекращению межтканевого обмена и некрозу тканей) Подавление орга-нообразования, отражающееся на линейных параметрах и массе, индукция морфо-зов (токсины депонируются в органах, вызывают утрату функциональности и отмирание) Распределение признаков роста и развития формирует кривую со снижением крайних показателей, или ее уплощением, многовершинностью, что не характерно для нормального математического (дестабилизированная популяция, риск генетического вырождения)

Оценивая результаты работы, пришли к заключению об эффективности интеграции экоанализа и биотестирования в мониторинге загрязняемых территорий, при этом основой новых способов и принципов оценки явилась ныне успешно развивающаяся теория эпигенетической наследственности и изменчивости признаков. Был установлен факт накопления микроэлементов при утилизации сточных вод газоперерабатывающей промышленности в почвах и растениях, а последствия воздействия такого загрязнения на живые системы прогнозировались с использованием генетической и эпигенетической активности загрязнителей. При этом микробный уровень биотестирования позволял определить вероятность клеточного опустошения у многоклеточных на основе нестохастической наследуемой клеточной летальности, что является первопричиной тканевых, органных, системных нарушений. Прогнозировано развитие микроэле-ментозов на растениях и животных, по типу медьдефицитного состояния и Си/№-дисбаланса.

ВЫВОДЫ

1. По данным многолетнего экомониторинга зоны влияния газоперерабатывающих предприятий, динамика изменений микроэлементного состава почв и кормов сводится к кумуляции металлов в почвах, загрязнению кормов. Эко-анализ исследованной территории выявил приоритетные поллютанты сточных вод, почв, растений ЗПО, обладающие наибольшим потенциалом повреждающего действия по признакам биологического поглощения, устойчивости их комплексных соединений с биолигандами, при этом являющиеся потенциальными индукторами мутационной и эпигенетической изменчивости. По данным натурных исследований и корреляционного анализа, таковыми являются соединения меди, никеля, цинка.

2. В систему биотестов для скрининга генетически активных веществ и индукторов эпигенетической изменчивости целесообразно включить: 1) тесты на мутагенность; 2) тесты на выявление структурно-метаболических клеточных повреждений, в том числе нестохастических наследуемых клеточно-летальных эффектов; 3) тесты на выявление индуцированных морфофизиологических аномалий и морфометрических реакций организмов на воздействие. Интегрированная оценка полученных данных позволяет дать объективный прогноз отдаленным последствиям воздействия на биоту поллютантов, представленных в окружающей среде в относительно малых дозах.

3. В классических тестах на мутагенность поллютантов установлено, что сточные воды ОГХК вызывают генные мутации у бактерий и в генеративных клетках животных, геномные мутации в соматических клетках растений и животных; водные вытяжки почв ЗПО индуцируют геномные мутации в клетках меристемы растений. С использованием предложенных новых методов эпигенетической оценки выявлена способность сточных вод ОГХК вызывать клеточные структурно-метаболические, морфофизиологические, морфометрические нарушения в растениях и наследуемые клеточно-летальные эффекты в колони-

ях микроорганизмов; выявлена эпигенетическая активность водных вытяжек почв ЗПО в фитотестах. Результаты биотестирования свидетельствуют о слабой токсикогенетической активности сточных вод, почв, однако представленных концентраций загрязнителей достаточно для индукции деструктивных изменений в метаболизме клеток микроорганизмов, растений, животных, что является основой для развития эффектов последействия в онтогенезе и в репродукциях.

4. Химический анализ и модельные эксперименты выявили, что основу мутагенной активности сточных вод и почв ЗПО и их способности вызывать эффекты последействия несут соединения никеля и меди. Установлена роль меди как фактора, повышающего вероятность проникновения токсикантов за счет нарушения мембранного потенциала клеток, и ее доминирующая роль в индукции морфозов в фитотестах.

5. Экспериментально на растениях и грызунах доказана объективность развития патологий по типу микроэлементозов, что может быть использовано в биотестировании и прогнозировании развития этих заболеваний в популяциях организмов, находящихся в зоне влияния предприятий газохимической промышленности.

6. Разработаны новые подходы биотестирования, заключающиеся, во-первых, в выявлении компонентов сред, индуцирующих цито- и морфофизио-логические реакции, необратимые структурно-метаболические повреждения, во-вторых, в использовании кривых фактического распределения морфометри-ческих показателей растений, отражающих тенденцию развития популяции под влиянием изучаемого индуктора при прогнозировании адаптированности фито-популяций к условиям среды.

7. Возможность экстраполяции данных биотестирования для прогнозирования отдаленных последствий воздействия техногенных факторов на микробные, растительные и животные объекты, включающие интегрированную оценку наследуемых генетических изменений и эпигенетических эффектов на основе необратимых клеточных структурно-метаболических повреждений, ускоряет процедуру объективной оценки опасности загрязнителей.

8. Предложенная система комплексной эколого-генетической и эпигенетической оценки потенциальных загрязнителей позволяет повысить объективность скрининга токсикантов и подготовить методическую базу для выявления индукторов последействия в экспресс-методах, основанных на представлениях о нестохастической наследуемой клеточной летальности.

ПРАКТИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ

1. Для краткосрочной диагностики веществ-индукторов эпигенетической изменчивости рекомендуется применение дрожжей Я. Сегеутае-т&тютллоъ, на колониях которых фиксируют снижение репродуктивного потенциала клеточной популяции; явление нестохастической наследуемой клеточной летальности, фиксируемое на популяции дрожжей, следует экстраполировать на многоклеточные организмы, так как клеточная летальность является основой для разви-

тия вторичных морфометрических и морфофизиологических изменений, а первопричины клеточной летальности универсальны для всех живых объектов.

2. В целях оптимизации скрининга токсикантов предлагается вести учет повреждающего эффекта в фитотестах начиная с малых концентраций, вызывающих стимуляцию ростовых процессов, так как стимулирующие метаболизм клеток компоненты сред способны вызывать морфофизиологические аномалии как на растительных, так и животных организмах.

3. В комплексную оценку загрязнителей следует включить анализ цито-генетических, структурно-метаболических, морфофизиологических нарушений на растительных объектах. Для контроля за структурно-метаболическим состоянием клеток использовать показатели: количество клеток с тремя и более ядрышками в ядре, длительность мацерации корешков луковиц А. сера. При интегрированной оценке нарушений прогнозировать способность веществ вызывать эффекты последействия, возникающие на основе конформационных изменений клеточных биополимеров и компенсаторных реакций клеток на стресс.

4. Для решения задачи объективного прогнозирования популяционных изменений под влиянием техногенного фактора, средств рекультивации Деградирующих и загрязненных почв, применения регуляторов роста, адаптогенов, а также прогнозирования адаптированное™ сортов растений к конкретным почвенным условиям использовать принцип выявления факторов стабилизирующего и дизруптивного отбора в популяциях. В частности, анализ распределения морфометрических показателей растений проводить с сопоставлением теоретического (ориентировочного) и фактического распределений признаков в контроле и опытном варианте. При этом сравниваемые показатели выборки должны соответствовать нормальному распределению.

СПИСОК ОПУБЛИКОВАННЫХ РАБОТ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ

Статьи в изданиях, рекомендуемых ВАК для соискателей степени доктора биологических наук

1. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Биотестирование водных вытяжек почв, подвергшихся воздействию выбросов Оренбургского газохимического комплекса // Вестник Оренбургского государственного университета. 2004. № 4. С. 90-92.

2. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Динамика микроэлементного состава почв и растений, подверженных воздействию сбросных вод газоперерабатывающей промышленности // Вестник Оренбургского государственного университета. 2004. № Ю. С. 110-112.

3. Гарипова Р.Ф. Влияние предприятий газоперерабатывающей промышленности на состояние агроландшафтов // Земледелие. 2006. № 5. С. 10-11.

4. Гарипова Р.Ф. Нестохастическая наследуемая клеточная летальность в практике биотестирования техногенных загрязнителей как индукторов эффектов последействия // Генетика. 2007. № 3. С. 337-342.

5. Гарипова Р.Ф. Пробит-анализ в токсикологической оценке сточных вод газоперерабатывающей промышленности, используемых для получения растениевод-

ческой продукции // Вестник Оренбургского государственного университета. 2007. № 75. С. 74-76.

6. Гарипова Р.Ф. Новые технологии биотестирования вод, почв, биологически активных веществ на дрожжевых культурах и в фитотестах // Проблемы региональной экологии. 2008. № 3. С. 101-106.

7. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Цитогенетический анализ в мониторинге почв при техногенном загрязнении микроэлементами // Вестник Оренбургского государственного университета. 2009. № 5. С. 94-97.

8. Гарипова Р.Ф. Анализ эффектов последействия в фитотестах при микроэлементном загрязнении окружающей среды // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2009. № 2. С. 305-308.

9. Гарипова Р.Ф. Реакция микробиальных и растительных систем на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2009. Ла 3. С. 192-195.

10. Гарипова Р.Ф. Мутагенность стоков Оренбургского ГХК и растворов солей тяжелых металлов в тестах на дрозофиле // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2009. № 4. С. 201-203.

11. Гарипова Р.Ф. Метод биотестирования вод, почв, подверженных техногенному загрязнению // Проблемы региональной экологии. 2009. № 5. С. 112-116.

12. Гарипова Р.Ф. Прогнозирование микроэлементного загрязнения территории с использованием методов статистического анализа и биотестирования // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2010. № 3. С, 213-216.

Статьи в других научных изданиях, патентные документы

13. Гарипова Р.Ф., Ряснянский И.В. Влияние облучения на уровень метаболической активности дрожжей по отношению к фосфору (32Р-фосфата натрия) // Материалы научно-практической конференции, посвященной 60-летию образования УзНИВИ. Самарканд: УзНИВИ, 1986. С. 19-21.

14. Гарипова Р.Ф., Киляков В.А. Исследование мутагенной активности стоков Оренбургского газоперерабатывающего завода на растительных объектах // Материалы 47-й итоговой научно-практической конференции им. Ф.М. Лазаренко. Оренбург, 1992. С. 9-10.

15. Калиев А.Ж., Ибрагимов Ф.Ф., Гарипова Р.Ф. Использование охранной зоны Оренбургского газоперерабатывающего комплекса для производства кормов: информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 78-93. 3 с.

16. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Действие сточных вод Оренбургского ГПК на живые организмы: информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 279-93. 3 с.

17. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Способ оценки эффекта малых доз мутагена среды: информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 280-93. 3 с.

18. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Действие сточных вод и солей никеля, меди, цинка на рост и развитие проростков пшеницы: информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 4-95.4 с.

19. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Действие сточных вод и солей никеля, меди, цинка на корешки лука: информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 5-95. 3 с.

20. Калиев А.Ж., Виталиев А.Б., Гарипова Р.Ф. Солевой режим южных черноземов при длительном орошении сточными водами газоперерабатывающей промышленности // Вестник Национальной Академии Наук Республики Казахстан. 1995. №3. С. 4-8.

21. Калиев А.Ж., Бигалиев А.Б., Гарипова Р.Ф. Влияние атмосферных выбросов газоперерабатывающего комплекса на почву и растения // Известия Национальной Академии Наук Республики Казахстан. Серия биологическая. 1995. № 3. С. 20-24.

22. Гарипова Р.Ф., Бигалиев А.Б., Калиев А.Ж. Оценка общетоксического действия и генотоксичности выбросов газоперерабатывающего комплекса в эксперименте // Известия Национальной Академии Наук Республики Казахстан. Серия биологическая. 1995. № 3. С. 8-12.

23. Гарипова Р.Ф. Влияние сточной воды Оренбургского ГПК и ее компонентов на частоту соматических мутаций и рекомбинаций у дрозофилы // Материалы региональной конференции ученых и специалистов. Оренбург: ИПК ОГУ, 1995. С. 2628.

24. Гарипова Р.Ф. Мутагенность сточных вод Оренбургского газоперерабатывающего комплекса в краткосрочных тестах // Материалы региональной конференции ученых и специалистов. Ч. 2. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 1997. С. 17-18.

25. Калиев А.Ж., Гарипова Р.Ф. Прогноз влияния выбросов газоперерабатывающей промышленности на окружающую среду // Сертификация и управление качеством экосистем на Южном Урале: материалы региональной научно-технической конференции. Оренбург: ИПК ОГУ, 1997. С. 6-7.

26. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. К вопросу о мутагенности сточных вод газоперерабатывающей промышленности // Сертификация и управление качеством экосистем на Южном Урале: материалы региональной научно-технической конференции. Оренбург: ИПК ОГУ, 1997. С. 8-9.

27. Калиев А.Ж., Гарипова Р.Ф. Оценка наземных и водных экосистем в условиях техногенного загрязнения: материалы научно-технической конференции, посвященной 100-летию И.А. Кузника. Саратов, 1998. С. 20-21.

28. Гарипова Р.Ф. Оценка генотоксичности сточных вод Оренбургского ГПК в системе Эймса сальмонелла/микросомы // Материалы региональной научно-практической конференции ученых и специалистов. Ч. 1. Оренбург: ИПК ОГУ, 2001. С. 9-11.

29. Гарипова Р.Ф. Исследование эффекта слабых доз гамма-излучения на гаплоидной форме дрожжей-сахаромицетов // Материалы XLI научно-технической конференции Челябинского ГАУ. Ч. 3. Челябинск: Изд-во ЧГАУ, 2002. С. 45^46.

30. Гарипова Р.Ф. Изменение уровня обменных процессов дрожжей-сахаромицетов дикого типа под влиянием гамма-излучения // Материалы научно-практической конференции ученых и специалистов. СПб., 2002. С. 23-25.

31. Гарипова Р.Ф. Комплексная многоступенчатая мелиорация - способ восстановления экологической полноценности почв, подверженных слитогенезу // Эволюция и деградация почвенного покрова: материалы П-й Международной конференции. Ставрополь: Изд-во СтавГАУ, 2002. С. 34-36.

32. Гарипова Р.Ф. Перспективы использования растительных объектов в биотестировании факторов окружающей среды // Материалы региональной конференции ученых и специалистов. Оренбург: ИПК ОГУ, 2002. С. 30-31.

33. Гарипова Р.Ф. Биотестирование техногенных загрязнителей окружающей среды. Оренбург: ИПК ОГУ, 2002. 31 с.

34. Гарипова Р.Ф. Радиобиологическая оценка обменных процессов штаммов дрожжей-гаплоидов, интродуцированных из дикой популяции // Материалы региональной конференции ученых и специалистов. Оренбург: ИПК ОГУ, 2003. С. 24-26.

35. Гарипова Р.Ф., Машенков М.И. Определение цитотоксичности водных вытяжек почв ЗПО ОГПК в фитотестах // Повышение устойчивости биоресурсов на адаптивно-ландшафтной основе: материалы Международной научно-практической конференции. 4.1. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 2003. С. 262-266.

36. Гарипова Р.Ф., Хилько Л.Н. Оценка фитотоксичности почв ЗПО ОГПК // Повышение устойчивости биоресурсов на адаптивно-ландшафтной основе: материалы Международной научно-практической конференции. Ч. 1. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 2003. С. 296-298.

37. Гарипова Р.Ф. Мутагенность сточных вод Оренбургского ГПК // Повышение устойчивости биоресурсов на адаптивно-ландшафтной основе: материалы Международной научно-практической конференции. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 2003. С. 267-270.

38. Гарипова Р.Ф. Отдаленные последствия действия сточных вод газоперерабатывающей промышленности, используемых для получения кормов, на организм лабораторных животных // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2004. № 2. С. 146-148.

39. Гарипова Р.Ф., Машенков М.И. Морфофизиологическая изменчивость различных сортов лука - А. сера, индуцированная экологическими условиями Оренбуржья // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2004. № 2. С. 97-98.

40. Гарипова Р.Ф. Использование эффектов наследуемой клеточной летальности в практике биотестирования слабых доз мутагенов // Социально-экономические, политические и экологические проблемы в сельском хозяйстве России и стран СНГ: история и современность: материалы Международного симпозиума. Ч. 1. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 2004. С. 274-278.

41. Гарипова Р.Ф. Токсикологическая оценка сточных вод газоперерабатывающей промышленности, используемых на ЗПО // Социально-экономические, политические и экологические проблемы в сельском хозяйстве России и стран СНГ: история и современность: материалы Международного симпозиума. Ч. 2. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 2004. С. 345-347.

42. Гарипова Р.Ф. Индикация малых доз мутагенов на дрожжевых культурах // Естественные и технические науки. 2004. № 4. С. 77-83.

43. Гарипова Р.Ф. Опыт использования сточных вод газоперерабатывающей промышленности при эксплуатации земледельческих полей орошения: материалы региональной научно-практической конференции почвоведов, агрохимиков и земле-делов. Уфа: Изд. БГАУ, 2006. С. 14-16.

44. Грошев И.В., Гарипова, Р.Ф. Экологическая оценка загрязненности почв, вызванной развитием нефтегазовой промышленности Оренбуржья: материалы ре-

гиональной науч-практ. конф. почвоведов, агрохимиков и земледелов. Уфа: Изд. БГАУ, 2006. С. 17-19.

45. Гарипова Р.Ф. Практика устройства земледельческих полей орошения как способ утилизации хозяйственно-бытовых, промышленных стоков и проблема техногенного загрязнения // Политематический сетевой электронный научный журнал Кубанского государственного аграрного университета. КубГАУ. 2006. № 23(07). (http://ej.kubagro.ru/a/viewaut.asp?id=379).

46. Гарипова Р.Ф. Кривые нормального распределения и t-критерий Стьгодента при оценке адаптированное™ растений к почвенным условиям // Плодородие. Приложение. 2007. № 3 (36). С. 19-21.

47. Гарипова Р.Ф. Принципы эколого-генетического тестирования, особенности действия слабых доз мутагенов и перспективы использования их фенотипических эффектов при комплексной оценке опасности загрязняющих веществ // Известия Оренбургского государственного аграрного университета. 2007. № 3. С. 45-47.

48. Гарипова Р.Ф. Биотестирование техногенных загрязнителей биоресурсов // Наука и технологии. Секция 5. Новые технологии: сборник трудов XXVII Российской научно-практической школы. Екатеринбург: УрОРАН, 2007. С. 21-23.

49. Гарипова Р.Ф. Использование сортов пшеницы Саратовская 59 и Людмила в качестве тест-систем для эколого-генетического мониторинга // Устойчивое развитие агропромышленного комплекса и сельских территорий: материалы Международной научно-практической конференции. Т. 2. Курган: Изд. центр Кург. ГСХА, 2008. С. 59-64.

50. Гарипова Р.Ф. Токсикогенетическая оценка сточных вод газоперерабатывающей промышленности: Государственный доклад (приложение) // Охрана окружающей среды Оренбургской области. Оренбург: Комитет по охране окружающей среды и природных ресурсов Оренбургской области, 2008. С. 149-155.

51. Гарипова Р.Ф. Биотестирование в экологическом мониторинге с использованием эпигенетической оценки: методические рекомендации. Оренбург: Изд. центр ОГАУ, 2011.28 с.

52. Пат. 2319959 Российская Федерация, МПК G01N 33/18, G01N 33/24, C12Q 1/02, C12R 1/865. Способ биотестирования воды, почвы, биологически активных веществ / Гарипова Р.Ф., Оренбургский ГАУ. № 2006108152/13; заявл. 15.03.2006; опубл. 10.10.2007, Бюл. № 8.

53. Пат. 2322669 Российская Федерация, МПК G01N 33/18, G01N 33/24, G01N 33/15. Способ комплексного биотестирования воды, почвы, биологически активных веществ в фитотестах / Гарипова Р.Ф., Оренбургский ГАУ. № 2006108180/13; заявл. 15.03.2006; опубл. 20.04.2008, Бюл. №11.

Гарипова Розалия Фановна

БИОТЕСТИРОВАНИЕ И ЭКОАНАЛИЗ В МОНИТОРИНГЕ ТЕРРИТОРИЙ, ПОДВЕРЖЕННЫХ МИКРОЭЛЕМЕНТНОМУ ЗАГРЯЗНЕНИЮ

Автореферат диссертации на соискание степени доктора биологических наук

Подписано в печать 15.03.11. Формат 60x84/16. Усл. печ. л. 2,0. Печать трафаретная. Бумага офсетная. Заказ № 3986. Тираж 100 экз.

Издательский центр ОГАУ. 460795, г. Оренбург, ул. Челюскинцев, 18. Тел.: (3532) 77-61-43.

Содержание диссертации, доктора биологических наук, Гарипова, Розалия Фановна

В настоящее время на полях орошения по санитарно-гигиеническим условиям разрешено поливать следующие культуры: технические, зерновые, кормовые и силосные; однолетние и многолетние травы; овощные, употребляемые в пищу после термической обработки (свекла, тыква, кабачки и баклажаны); капусту, не применяемую в салат в свежем виде; картофель; плодово-ягодные и декоративные насаждения; любые культуры при внутрипочвенном орошении.

В зависимости от химического состава, почвенных, климатических и гидрогеологических условий промышленные сточные воды по Н. П. Зару-баеву (1976) делятся на следующие группы:

- хозяйственно-бытовые воды предприятий текстильной (суконного и коврового производства) и тяжёлой^ промышленности. Они имеют низкую минерализацию (0,5.2 г/л), слабокислую или слабощелочную реакцию, хлоридно-сульфитный или бикарбонатно-сульфатный состав. Содержание органических веществ БПК5 не более 200 мг/л. Соотношение натрия и кальция благоприятное — не более 1:2. Сода отсутствует. Эти воды могут быть использованы для орошения сельскохозяйственных культур во всех почвенно-климатических зонах страны без какой-либо подготовки;

- сточные воды пищевой промышленности: крахмальных, сахарных, дрожжевых, консервных заводов и мясокомбинатов. Эти воды сравнительно благоприятны по составу, но имеют повышенное содержание органического взвешенно осадка. Минерализация.их достигает 2.3г/л, реакция воды слабокислая. Состав бикарбонатно-сульфитный. Соотношение натрия и кальция благоприятное. Сода в них отсутствует. Эти воды можно использовать для орошения сельскохозяйственных культур на дерново-подзолистых, серых лесных (оподзоленных), каштановых и чернозёмных почвах. При использовании этих вод для орошения из них удаляют осадок, а затем разбавляют речной или прудовой водой;

- сточные воды текстильной промышленности: хлопчатобумажного и отбельно-красильного производства. Эти воды имеют невысокую минерализацию (до 2 г/л); реакция щелочная. Состав карбонатно-сульфатный. В воде содержится много соды (200.300 мг/л). Органические вещества в воде почти отсутствуют. Для орошения эти воды пригодны после предварительной подготовки, необходимо провести максимальное удаление соды. Наиболее целесообразно использовать их для орошения на дерново-подзолистых, серых лесных почвах и осушенных торфяниках;

- сточные воды химической калийно-фармацевтической промышленности, воды заводов синтетического волокна и каучука. Эти воды имеют повышенную8минерализацию (3.5 г/л), кислую или щелочную реакцию. Состав вод сульфатно-хлоридный. Соотношение натрия и кальция неблагоприятное. В воде содержится большое количество органических взвешенных веществ искусственного происхождения. Для орошения они пригодны только после предварительной подготовки — нейтрализации разбавления до минерализации 1.2 г/л. и снижения содержания натрия и органических веществ.

Одной из важных особенностей загрязнений почв при орошении является засоление. К засолённым относятся почвы, содержащие в своём составе легкорастворимые соли в токсичных для сельскохозяйственных растений количествах. Они оказывают прямое отрицательное воздействие на растения в результате повышения осмотического давления почвенных растворов и токсичного действия отдельных ионов, а также косвенное влияние через изменение физико-химических, биологических и других свойств почв. По возрастающей степени токсичности можно представить следующий ряд веществ: сода, хлориды, бикарбонаты натрия и магния, сульфаты натрия и магния. Гипс, так же как и карбонат кальция (в отличие от токсичного карбоната магния), не вреден, однако присутствие его в больших количествах приводит к понижению плодородия почвы (Ковда В. А., 1995). Если принять токсичность С1 за 1, то соотношение ионов по токсичности можно выразить следующим рядом:

1С1~ = 0,1 С02"з= (2,5.3,0) НСОз~ = (0,5.6,0) 8024~ при этом учитываются только токсичные ионы, остающиеся после вычитания из данных водной вытяжки сульфата и бикарбоната кальция (Белов С. В., 1991).

Выделяют следующие типы засоления почв:

- хлоридный - при С1 : 802"4 > 2,5;

- сульфатно-хлоридный — при С1 : 802"4= 2,5 — 1;

- хлоридно-сульфатный - при С1 : 802"4= 1 — 0,2;

- сульфатный - при С1 : 802"4< 0,2;

- содово-хлоридный - при НСОз : С1 <1; НСОз : 802"4 > 1; С1~ : 802"4 > 1;

- содово-сульфатный - при НСОз : 8024 < 1; НСОз : СГ > 1; СГ : 802"4< 1;

- хлоридно-содовый - при НСОз : С1 >1; НСОз" : 802'4 > 1; С1~ : 8024 > 1;

- сульфатно-содовый - при НСОз : 802"4 > 1; НСОз~ : СГ > 1; С1~ : 8024 < 1;

- сульфатно- или хлоридно-гидрокарбонатный - при НСОз : С1 > 1; НСОз : 802"4 > 1. Степень засоления почвы оценивают по содержанию токсичных солей в этих же слоях (табл. 1).

Сточные воды Оренбургского ГХК по степени загрязнения делятся на три категории: 1.- хозяйственно-фекальные и промышленные сточные воды для всех объектов ОГХК; 2,- промышленные сточные воды ТЭЦ; 3.- высококонцентрированные сточные воды ОГХК. Для стоков 1 категории применяется традиционная биологическая очистка, стоки 2 категории после нейтрализации на ТЭЦ смешиваются с биологически очищенными сточными водами предприятия и откачиваются в емкость сезонного регулирования. Стоки 3 категории после механической очистки погружают в глубокие поглощающие горизонты на специально оборудованном полигоне. Основными органическими компонентами-загрязнителями сточных вод ОГХК являются углеводороды С5-С10, аминоспирты, гликоли, метанол, компоненты ингибиторов коррозии, меркаптаны. Сравнение качественного состава сточных вод газоперерабатывающих предприятий указывает на то, что они близки по составу (Цинберг М.Б., 1993) (табл.2). Оренбургские предприятия: газоперерабатывающий, гелиевый заводы и Каргалинская ТЭЦ представляют собой единый технологический комплекс. С газоперерабатывающего и гелиевого заводов на ТЭЦ поставляются топливный газ,

Таблица 1. Классификация почв по степени засоления (по С. В. Белову, 1991) Химизм засоления (сумма солей %) \

Степень засоления хлоридный сульфатно-хлоридный хлоридно-сульфатный сульфатный содово-хлоридный, хлоридно-содовый, содовый содово-сульфатный, сульфатно-содовый сульфатно- или хлоридно-гидрокарбонатный

Незасолённые <0,05 <0,1 <0,2 <0,3 <0,1 <0,15 <0,

Слабозасолённые 0,05-0,15 0,1-0,2 0,2-0,4 0,3-0,4 0,1-0,2 0,15-0,25 0,2-0,

Среднезасолённые 0,15-0,3 0,2-0,4 0,4-0,6 0,4-0,8 0,2-0,3 0,25-0,4 0,4-0,

Сильнозасолённые 0,3-0,7 0,4-0,8 0,6-0,9 0,8-1,2 0,3-0,5 0,4-0,6 Не встречаются

Очень сильно засо-лённые (солончаки) >0,7 >0,8 >0,9 >1,2 >0,5 >0,6 То же

Таблица 2. Характеристика загрязнений неочищенных сточных вод газоперерабатывающих заводов (по Цинбергу М.Б., 1993)

Показатели Оренбургский Мубарекский Астраханский

Слабозагрязненные сточные воды Высококонцентрированные производственные сточные воды Смешанный поток сточных вод Слабозагрязненные сточные воды Высококонцентрированные производственные сточные воды рН 7,7 8,50 6,5-8,5 6,58,5 6

Взвешенные вещества, мг/дм3 315,8 541,0 245,9 до

Сухой остаток, мг/дм3 775,9 2009,

Общее солевое содержание, мг/дм3 574,0 до 1000 400 до

ХПК, мг/дм3 (О) 381,0 ДО 30000 до 800 320 до

БПК 20, мг/дм3(0) 176,0 141,

Сероводород и сульфиды, мг/дм3 0 до 10 0 0,85 5,

Фосфаты, мг/дм3 0,2 11,

Азот аммонийный, о мг/дм 12,7 0,05 26,

Нефтепродукты, мг/дм3 4,0 До 1000 26,4 9,4 до паровой конденсат, питьевая и техническая вода. Каргалинская ТЭЦ в свою очередь обеспечивает заводы тепловой и электрической энергией, химически очищенной водой, подает промышленные сточные воды на очистные сооружения ГПЗ. Схема оросительной системы ЗПО Оренбургского ГХК и технологическая схема очистки сточных вод Оренбургского ГХК (по А.Ж. Калиеву, 2009) представлена в приложениях 10, 11.

Повышенную минерализацию сточных вод ОГХК специалисты-экологи связывают с технологическими процессами Каргалинской ТЭЦ, входящей в состав «Оренбургской теплогенерирующей компании». Экологические показатели компании за 2002-2006 гг. изложены в таблице 3.

Таблица 3. Экологические показатели компании в 2002 - 2006 годах по отчетам «Оренбургской теплогенерирующей компании»

Показатели Год

Валовый выброс в атмосферу вредных веществ, всего, тыс. т 7,9 6,7 5,3 5,2 6,

Использовано воды на производственные нужды, млн. м3 15,8 16,7 13,8 13,6 16,

Объем оборотной воды, млн.м

Сброс загрязненных сточных вод, млн.м3 1,06 1,08 1,06 1,08 1,

А.Ж. Калиевым (1996) обобщен 20-летний опыт орошения сточными водами Оренбургского газоперерабатывающего комплекса тяжелосуглинистых южных черноземов. В орошаемых почвах наметилась тенденция к возникновению хлоридно-сульфатного засоления, уменьшилось количество Са804 и ТУ^БО^ появились новые соединения - 1\^(НС03)2, ИаНСОз и ИаС1.

В настоящее время на Каргалинской ТЭЦ существует проблема утилизации сточных вод в связи с отказом ООО «Оренбурггазпром» принимать стоки с КТЭЦ по проектной схеме. В связи с имеющимися фактами превышения нормативов предельно допустимых сбросов в подразделениях компании, требуется снижение сброса загрязняющих веществ в окружающую среду.

Существует проблема защиты земель от фильтрации в грунт, сбросов на рельеф ливневой канализации и утилизации отходов и шлама.

На производстве планируются мероприятия по охране земельных ресурсов: 1.здание малосточной технологии работы химического цехазакачкой концентрированныхльныхоков в, подземные пласты на значительную глубину; 2. отказ отществующей технологииросаоков КТЭЦ на очистныеоружения ООО «Оренбурггазпром» последующей-подачей очищенных от органических загрязнителей; но имеющих повышенноедержаниелей,оков- для орошенияльскохозяйственных земель. Мероприятия по реконструкции химводоочисткицельюкращенияоков предполагается проводить на всех электростанциях и в котельных компании «Оренбургской теплогенерирующей компании».

Основой проекта реконструкции очистных сооружений является создание бессточной системы водоснабжения, которая позволит ежегодно экономить 2,7 миллиона кубических метров воды, поступающей с Черно-реченского водозабора и защитить от гидрогенного загрязнения- стоками почвы в зоне влияния Оренбургского газохимического комплекса.

Эксплуатация земледельческих полей орошения требует пристального контроля над состоянием почв и проведения- своевременной- рекультивации земель. При финансово-экономическом, техническом, технологическом планировании создания ЗПО необходимо учитывать и расходы на рекультивацию эксплуатируемых земель, и научное обоснование возможности такого подхода. Необходимо отнести технологии утилизации стоков на полях орошения к наукоемким технологиям, так как мониторинг техногенных территорий, требует использования не только химических, но биологических методов контроля. А это означает создание специализированных биолабораторий мониторинга среды при предприятиях. Неизбежным является привлечение квалифицированных специалистовэкологов сельскохозяйственного профиля для обеспечения рациональной технологии производства и природопользования.

1.2. ИСТОЧНИКИ МИКРОЭЛЕМЕНТНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ И РЕАКЦИИ ЖИВЫХ СИСТЕМ НА ИЗБЫТОК И ДЕФИЦИТ МЕТАЛЛОВ

Проблема микроэлементного загрязнения при разных видах техногенного воздействия. Источники поступления тяжёлых металлов подразделяются на природные и техногенные. К природным источникам относятся: выветривание горных пород и минералов, эрозионные процессы, вулканическая деятельность. Техногенные источники загрязнения почв тяжёлыми металлами могут быть расположены в следующий ряд по масштабам загрязнения и по удельному вкладу:

1) аэральные выбросы предприятий чёрной и цветной металлургии (наиболее мощный источник загрязнения); 2) автотранспорт; 3) жидкие и твёрдые бытовые коммунальные отходы, включая осадки сточных вод (ОСВ); 4) пестициды, органические удобрения, минеральные удобрения (Кирюшин В. И., 1996).

Основными источниками загрязнения почв, сельскохозяйственной продукции, воды и атмосферы тяжёлыми металлами (и другими токсикантами) являются предприятия горнорудной, металлургической промышленности, транспорт, работающие на угле тепловые электростанции, индустриальные выбросы и стоки, отходы коммунального хозяйства. Предприятия химической и нефтехимической промышленности являются источниками загрязнения подземных вод металлами, метанолом, фенолом в концентрациях, достигающих сотен тысяч ПДК на площадях в десятки квадратных километров, что приводит к невозможности использования водоносных горизонтов для питьевого водоснабжения. Проблема охраны окружающей среды, связанная с химической, нефтехимической и целлюлозно-бумажной промышленностью, особенно актуальна в связи с увеличением в химическом производстве доли синтетических продуктов, которые в природной среде не разлагаются или разлагаются очень медленно (Степановских A.C., 2000).

Кроме того, например, загрязнения свинцом, кадмием и мышьяком возможны при избыточном использовании фосфорных и фосфорсодержащих сложных и комплексных удобрений в агротехнологиях (Степановских A.C., 1996) (табл. 4). Минеральным удобрениям наряду с органическими и известковыми принадлежит огромная роль в системе противоэрозионных мероприятий при рекультивации земель, восстановлении лесов и озеленении, лесоразведении, однако их бесконтрольное использование приводит к загрязнению тяжелыми металлами (Бертокс П., Радд Д., 1980). Согласно результатам сплошного обследования почв сельскохозяйственных угодий России на содержание тяжёлых металлов, мышьяка и фтора, проводимого с 1991 г государственными центрами и станциями агрохимической службы, количество определяемых химических элементов по регионам неодинаково (лишь около 20 центров и станций определяли полный набор из 8-10 элементов), количество загрязнённых почв элементами 1-го класса опасности не превышает 2%, а загрязнение ртутью практически не выявлено (Степановских A.C., 2000). Доля почв с содержанием элементов 2-го класса опасности свыше установленных ПДК (ОДК) составляет от 0,6% (хром) до 3,85% (медь) (табл. 5). Загрязнение почв имеет в основном локальный и точечный характер. В тяжёлых по гранулометрическому составу почвах тяжёлые металлы входят в состав сложных комплексных соединений, слабо поддающихся разложению. Высокая ёмкость поглощения почвы и её щелочная реакция способствуют прочному удержанию тяжёлых металлов что, по мнению некоторых авторов, исключает возможность их усвоения растениями в токсичных концентрациях (Криксунов Е. А. и др. 1995).

Характер профильного распределения тяжёлых металлов в естественных и техногенных ландшафтах существенно различается. Для техногенных территорий характерен регрессивно-аккумулятивный тип

Таблица 4. Содержание тяжёлых металлов и мышьяка в минеральных удобрениях, фоновое валовое их содержание в почве и ПДК ((}ДК), мг/кг (по данным ЦИНАО)

Удобрение Со Сг Си Мп № РЬ Zn Сё Аб

Карбамид <0,5 15 15 30 10 * 15 * 0,

Селитра аммиачная <0,5 15 10 35 10 <0,1 15 <0,1 *

Суперфосфат двойной - 25 15 - 20 25 10 3 2,

Калий хлористый гранулированный 0,5 30 15 120 15 5 До 40 1

Аммофос

Нитроаммофос

Известковая мука Домодедовская 1 80 50 160 2 1 50 *

Фосфоритная мука Егорьевская - 180 - - 15 10 210 1

Фоновое валовое содержание в почвах 1-10 1-200 2-100 50-2500 2-50 0,1-20 10-200 0,01 -1,0 1

ПДК (ОДК) валового содержания в почве - 90 55 1500 85 32 100 0,5-2 2

Примечание: «-»- не определялось;« * »- значения концентрации ниже предела обнаружения. распределения, проявляющийся в повышенном накоплении, металлов в гумусовом горизонте и резком понижении их содержания в нижележащих. На характер перераспределения тяжёлых металлов в профиле почв влияет комплекс почвенных факторов: гранулометрический*состав, реакция почв, содержание органического вещества, ёмкость поглощения катионов, наличие геохимических барьеров, дренаж.

Таблица 5. Площадь обследованных и загрязнённых тяжёлыми металлами и мышьяком сельскохозяйственных угодий (по данным ЦИНАО)

Элемент Класс опасности Обследовано Загрязнено Количество загрязнённых почв, % тыс. га

Свинец 1 31125 520 1,

Кадмий 1 39675 185 0,

Ртуть 1 14065 нет

Цинк 1 38040 325 1,

Мышьяк 1 6085 <5 0,

Хром 2 11330 70 0,

Никель 2 18590 530 2,

Медь 2 37410 1420 3,79 '

Кобальт 2 17040 330 1,

Сложную задачу представляет определение предельно допустимых концентраций химических веществ (ПДК) в почвах. ПДК химического вещества означает «максимальную массовую долю загрязнителя, не вызывающую прямого или косвенного влияния, включая отдалённые последствия, на окружающую среду и здоровье человека» (Гапонюк Э. И., Малахов С. Г., 1985). Нормативы загрязнения почв тяжёлыми металлами требуют дальнейшей разработки с учётом буферной способности почв, которая играет значительную роль в ослаблении токсичного действия тяжёлых металлов на растение. По мнению В. Б. Ильина (1991) и ряда авторов, уровни содержания металлов, при которых начинают проявляться ослабление роста растений и другие отрицательные эффекты, могут различаться в несколько раз у песчаных и глинистых почв, окультуренных и неокультуренных. При разработке ПДК токсичных веществ должно учитываться не только непосредственное воздействие их на живые организмы, но и на экосистему в целом с учётом органических связей между её компонентами и возможных отдалённых последствий поступления загрязняющих веществ в биосферу. Недостаток нормирования предельного загрязнения по каждому элементу отдельно состоит ещё в том, что не учитывается сложение негативного действия нескольких элементов, каждый из которых присутствует в субкритических концентрациях. Эта интеграция может быть непростой с проявлением антагонистического и синергического взаимодействия веществ, что требует дальнейших исследований. На данном этапе, чтобы в какой-то мере преодолеть этот недостаток, используется суммарный показатель загрязнения, представляющий собой сумму значений коэффициентов концентраций, т. е. отношений аномальной концентрации , . по каждому элементу к её фоновому значению (Ильин В. Б., 1991). Суммарный показатель загрязнения (Zc) определяется по формуле:

Zc = Kci+.+ Ken - (n — 1), где

Kci - коэффициент концентрации металла, равный частному от деления массовой доли i-ro элемента в загрязнённой и фоновой почвах; п -число определяемых ингредиентов.

С учётом суммарного показателя загрязнения предложена схема оценки почв сельскохозяйственного использования по степени загрязнения химическими веществами. Характеризуя общую картину загрязнения почв тяжёлыми металлами, можно отметить, что опасные его уровни, превышающие значения ПДК, наблюдаются в основном около металлургических предприятий в радиусе до 10-12 км и вдоль автодорог с достаточно интенсивным движением (в полосах шириной до 100 м). В этих районах сельскохозяйственное использование почв должно быть строго специализированным, их следует исключать из обычных севооборотов (Уоллворк К., 1979). Важную проблему представляет использование в качестве удобрений ила сточных вод, который может содержать тяжёлые металлы.

Территория Оренбургского газохимического комплекса подвержена аэрогенному, гидрогенному и геогенному загрязнению металлами. Гидрогенное загрязнение обусловлено организацией земледельческих полей орошения, где утилизируются сточные воды ОГХК. Предусмотренная в технологии очистки емкость сезонного регулирования (ЕСР) способствует загрязнению грунтовых вод (вероятно, по причине технической изношенности). На рисунках 10 и 11 показаны карты загрязнения территории Оренбургского ГХК по данным 2000-2001 г, разработанные Е.В. Блохиным и И.В. Трошевым (Блохин, Грошев, 2003).

Характеристика района исследований по величине суммарного полиэлементного загрязнения почвы подвижными формами оценивается по первой категории (допустимый уровень загрязнения). Коэффициент Zc на территории Общего Сырта и склонов Урало-Сакмарского водораздела равен 5,88. На порядок ниже этот показатель в долинном комплексе р.Урал (7с=3,98). Максимальные значения этого показателя наблюдаются северо-восточнее ОГХК, в районе среднего течения р. Каргалка (7с=5,92 - опасная степень. На порядок ниже этот показатель в долинном комплексе р.Урал (2с=3,98). Максимальные значения этого показателя наблюдаются северо-восточнее ОГХК, в районе среднего течения р. Каргалка (2с=5,92 опасная степень загрязнения). Предположительно, контур загрязнения продолжается в юго-восточном направлении (вниз по течению реки) и вызван совместным воздействием Оренбургского ГХК, Сакмарской ТЭЦ, другими предприятиями. По степени загрязнения санитарно-защитная зона газоперерабатывающего завода характеризуется умеренно-опасной степенью загрязнения (£с=13,5-17,6) (цит. по: «Охрана окружающей среды Оренбургской области»., 2003).

По исследованиям Макшанцева С.С. (2008), проведенным в период 1990-2005 гг. в радиусе 20 км от ОГХК тот же' суммарный показатель загрязнения составляет 2с-16-32. При этом средние концентрации металлов-загрязнителей (медь, цинк, свинец, никель, марганец, кобальт, хром) в почвах не превышали ПДК (как по валовым, так и подвижным формам). Автором отмечается, что относительно сел Оренбургского района в> снеговом покрове населенных пунктов изученной зоны зафиксированы в 2,1 раза выше концентрации никеля, в Л ,8 раз - меди, в 1,6 раз — цинка, в 2,7 раз - свинца, в,1,85 - хрома: Автором приводится заключение о том, что в селах,.расположенных в зоне влияния* ОГХК экологическая опасность^ определяется недоброкачественной водой.

Содержание большинства микроэлементов в крови детей;» проживающих в селах зоны влияния ОГХК ниже нормативных, отмечен дефицит железа, цинка, кобальта. Онкологическая заболеваемость детей в Оренбургском районе была значимо выше, чем в городе и области в целом. Из нозологических форм приоритетными для сел были рак пищевода, рак губы, рак шейки матки. Общая заболеваемость взрослых выше у населения сел зоны влияния ОГХК относительно того же показателя в г. Оренбурге (в 2,3 раза) и области (в 1,8 раз), заболеваемость детей не отличалась от контрольной выборки. По результатам мониторинга за период 1990-2005 гг сделано заключение о том, что на территории г. Оренбурга и Оренбургского района ведущее значение в структуре выбросов загрязняющих веществ занимает ОГХК (79,3%). Основными загрязнителями названы диоксиды серы и азота, сероводород, углеводороды, оксид углерода, металлы. Обнаружена корреляция между загрязнением атмосферы диоксидом серы и азота и заболеваемостью детей, при этом заболеваемость не зависела от концентрации серосодержащих соединений в атмосферном воздухе. Общим для изученных территорий был фон микроэлементного загрязнения почв (42-45%), который отражался в качестве питьевой воды и продуктов питания. Идентификация металлов в атмосфере, в продуктах питания, в питьевой воде и почве выявило статистически значимый дисбаланс микроэлементного спектра (по концентрациям металлов в волосах и крови) у детей г.Оренбурга и сел зоны влияния ОГХК. Микроэлементный дисбаланс характеризовался низким содержанием железа, цинка, кобальта, меди; повышенным содержанием марганца, никеля, свинца, кадмия в* Оренбурге, а в селах — цинка, стронция, хрома.

Интересные данные получены Н.П. Сетко и И.И. Скрипко (2005) по отдаленным последствиям воздействия» выбросов ОГХК. Ученые изучали четыре группы детей 7-8 лет: 1. школьники, родители которых не являлись работниками ОГХК, не проживающие в районе влияния выбросов предприятия; 2. школьники, матери, которых работали на предприятии газопереработки, но не проживающие в зоне влияния выбросов ОГХК; 3. дети, чьи матери работали на предприятиях ОГПК и проживали в зоне непосредственного влияния его выбросов; 4. дети, родившиеся от матерей, не работающих на предприятиях ОГХК, но проживающие в зоне влияния выбросов ОГХК. Дети третьей группы отличались от остальных детей сниженными показателями гармоничности физического развития, умственной работоспособности, адаптационных резервов организма, нарушением ре-гуляторных процессов, а также нарушенным уровнем функционирования ЦНС со снижением устойчивости реакции (УР), функционального уровня нервной системы (ФУС), уровня функциональных возможностей (УФВ).

Таким образом, горнодобывающая, нефтегазовая, химическая промышленность являются основными, но не единственными источниками микроэлементного загрязнения. Важной проблемой является и установка предельно допустимых концентраций содержания металлов в выбросах предприятий, в водах и илах, подлежащих утилизации с целью получения сельскохозяйственной продукции. Кроме того, остается открытым вопрос утилизации фитомелиорантов, насыщенных опасными соединениями. До настоящего времени не разработаны технологии объективного контроля над состоянием земель и оценки безопасности загрязнителей. Практика оценки степени экологической опасности поллютантов с использованием действующих стандартов по ПДК, ОДК, УДК устарела. Планирование утилизации сточных вод предприятий на полях орошениях должно регламентироваться не только известными, нормативами, но и комплексным наукоемким, систематическим,*хемо- и биомониторингом. Особую сторону вопроса составляют агенты микроэлементного загрязнения.

Реакция живых систем uat загрязнение окружающей, среды* тяжелыми металлами.

В условиях развития нефтегазовой, химической промышленности биологические ресурсы и население Оренбургской области^ оказываются под хроническим воздействием многих техногенных факторов. Среди широкого спектра поллютантов особое место принадлежит тяжелым металлам, которые могут оказывать как токсический, так и мутагенный, тератогенный, канцерогенный эффекты.

Скрининг опасных соединений начинается с исследования реакции живых систем различной степени биологической организации на индуцирующий фактор. В настоящем разделе рассматриваются эффекты избыточных и недостаточных концентраций' наиболее распространенных тяжелых металлов нашего региона и зоны исследования.

Микроорганизмы почв и водоемов. При всяком избыточном содержании тяжелых металлов относительно фонового ингибируется активность некоторых почвенных бактерий (Knntze Н. с сотр., 1984). Большинство почвенных бактерий хорошо адаптируется к повышенному содержанию цинка и меди, особенно легко - к цинку (Badura L. с сотр., 1984). Гузев B.C. с соавторами (1985) предлагает четыре качественно отличимых типа реакции микробной системы почв на загрязнение тяжелыми металлами: 1) зона гомеостаза, 2) зона стресса, 3) зона резистентности, 4) зона репрессии. Нагрузка в зоне гомеостаза не приводит к качественным изменениям в функционировании микробной системы почвы, при этом допустимая доза загрязняющего агента должна быть меньше диапазона концентраций, представленного этой зоной. Максимум устойчивости почв по величине зоны гомеостаза приходится на черноземы, минимум - на подзолистые почвы. В зоне стресса происходит перераспределение степени доминирования отдельных микроорганизмов, осуществляющих микробиологические процессы в почве. В зоне резистентности обычно активные организмы* переходят в неактивное состояние, и преимущественное развитие получают нетипичные для данной почвы резистентные к загрязнениям организмы. В зоне репрессии возникает эффект общей стерилизации.

Цинк присутствует в водоемах в двух фазах: в жидкой - растворимой и в твердой - на дне водоема. Цинк может адсорбироваться или комплек-сироваться с другими веществами в водоеме, - например, с карбонатом кальция. Поглотительная способность илов по отношению к ионам цинка большая; в основном цинк связывается с различными фракциями иловых отложений, участие в ионных процессах слабое; процесс комплексообра-зованйя зависит от рН среды (Фельдман М.Б., Нахшина Е.П., 1968). При любой жесткости воды с возрастанием рН возрастает и токсичность цинка (Mount D.J., 1966). Металлы с постоянной валентностью (цинк и медь) в природных водоемах сорбируются твердой фазой - минеральной взвесью, гидратами окислов железа и марганца, и осаждаются на дно водоема, где связываются с органическими веществами донных отложений.

Медь в воде содержится в трех фракциях: растворимой (ионной), коллоидной (органической и неорганической) сестонной (взвешенной) (Gachter R. et al., 1973). В зависимости от форм нахождения и концентрации в растворе медь по-разному может влиять на одни и те же функции организма. Показано, что ионы меди более токсичны для водорослей, чем ее комплексы; и чем более стабильны комплексы меди, тем ниже их токсичность (Schriber D.R. et al., 1985). Жесткая вода содержит больше меди, -существует зависимость содержания в воде меди от концентрации бикарбонатов. Планктонные организмы, илы, детрит с высоким содержанием органического углерода хорошо извлекают медь из морской воды. Выпадение меди в осадок происходит уже при рН=5,0 - 6,0. В природной воде» при высоком рН и присутствии свободной углекислоты образуются, растворимые бикарбонатные соединения, меди., Несмотря на' значительную тенденцию к осаждению- в природных водоемах, велика тенденция к ее удерживанию в растворенном состоянии (Нахшина Е.П:, 1983); Особая' опасность никеля для водорослей и простейших заключается-в том, что он почти не выводится из организма в течение длительного времени, прочно связываясь с внутренними структурами клеток (Никоненко Е.М., Коробков В.И., 1984). В щелочной среде образуется гидроокись никеля; котораяхор-бируется поверхностью клеток. Нейтрализация гидроокисей с образованием свободных ионов никеля возможна в условиях насыщения окружающей среды углекислым газом в процессе дыхания.

Накопление тяжелых металлов, в почвах и в воде, безусловно, отражается на химическом составе растения. Так, содержание цинка в< тканях ежи сборной коррелировало с уровнем содержанияфастворимого цинка в верхних почвенных горизонтах; при анализе содержания, меди в тканях и растворимых форм меди в почве обнаруживалась отрицательная- корреляция (Ь. 82агтап., 1986).

Растения. Растворимые соли тяжелых металлов, попадая в растения, создают особый режим биологических процессов, характеризующий в целом проявления фитомикроэлементозов. При этом обнаруживаются специфические закономерности распределения металлов в различных органах растений, изменяется содержание элементов питания, нарушается морфогенез, ослабляется иммунитет, повышается уровень наследственной изменчивости.

В клеточном метаболизме различают металл-протеины, в которых цинк легко подвижен при диссоциации, и металл-энзимы, в которых металл связан специфически и слабо подвижен. Цинк связан с клетчаткой, гемицеллюлозой и пектиновыми веществами клеточных оболочек. Он может создавать комплексы с органическими кислотами и сахарами при пресыщении клетки цинком. Концентрация свободных ионов цинка при этом сохраняется без изменений (Allen Н.Е. et al., 1980). Известны два механизма поглощения цинка живыми организмами: неспецифическая адсорбция (ионнообменные реакции) и специфическая утилизация цинка при1 синтезе энзимов; живые клетки способны накапливать значительно большее количество цинка, чем это необходимо для метаболизма (Bachmann R.W., 1963). Цинк в виде солей потребляется растениями быстрее, чем его органические комплексы (Blak G. et al., 1984).

G повышением дозы цинка больше 0,13 мг/л у проростков фасоли происходит линейное снижение выхода сухой массы: при цинковом токсикозе повышается концентрация цинка в тканях, особенно в тканях корней и стеблей; наблюдается обратная корреляция между концентрацией внесенного цинка и меди в развивающихся листьях; в высоких дозах цинк ин-гибирует поглощение марганца и фосфора, передвижение железа, меди и кальция (Ruano А. с сотр., 1987). Тяжелые металлы снижают активность цитокининов в листьях, подавляют интенсивность фотосинтеза и фотохимическую активность хлоропластов, уменьшают концентрацию хлорофилла. По степени ингибирующего действия.Бессоновой В.П. (1990) предложен ряд: Cr>Zn>Fe. У Zn-недостаточных растений увеличивается проницаемость мембран клеток корня (Carmar J., Morsher Н., 1988).

Nishiroho Hiromi с сотр. (1989) изучали распределение меди, цинка и кадмия в растениях двух загрязненных местностей и незагрязненной. В корнях всех растений, независимо от места обитания, концентрации тяжелых металлов были значительно выше, чем в листьях; при этом более 90% тяжелых металлов в корнях было локализовано во фракции клеточных стенок. Независимо от местообитания растений величина объемной емкости клеточной стенки для данных тяжелых металлов снижалась к ряду: Cu>Cd>Zn. Ионы меди обладали более высоким сродством к клеточной стенке, чем ионы цинка и кадмия. Авторами предполагается, что клеточная стенка корневой системы играет важную роль в устойчивости растений к токсическому действию тяжелых металлов, являясь барьером на пути их проникновения в цитоплазму.

Металлы - кадмий, свинец, цинк, - в отличие от меди, концентрируются в большей степени-в корнях, чем в надземных органах (Leblova S. с сотр., 4986).- В целом из среды в корни поступает 30-70% металлов, в надземную часть — 5 - 14%. Концентрация металлотионеинов наибольшая-в корнях. Металлотионеины индуцируются активнее при воздействии кадмия и меди, в сравнении с действием свинца и цинка. Кадмий в клетке преимущественно локализован в растворимой части, в то время как ионы меди, цинка, свинца - в осадке. Концентрация кадмия в корнях и надземной части растения значительно снижается под действием меди; избыток меди, никеля и кадмия в отдельности снижает концентрацию цинка и кальция (Burton K.W. с сотр., 1986). С повышением в среде хлорида меди в корнях линейно повышается содержание ионов меди, в то время как его концентрация в побегах остается неизменной; медь снижает содержание калия в корнях и побегах (Lensen P.C. с сотр., 1987 - цит. по: Физиология растительных организмов.). Медь способствует поступлению в организм марганца, цинка, бора. Оптимальное усвоение ее происходит при pH = 4,5 -7,5 (Michnowich С J., Weaks Т.Е., 1984).

Введение микроэлектродов в клетки эпидермиса корня в исследованиях Kennedi C.D. с сотр. (1987) подтвердило, что внешние мембраны корневых клеток определяют основной вклад в изменение транскорневого потенциала (ТКП). Добавление цинка (5 - 100 мг/л) в раствор, омывающий корни, уменьшало Н^отток и деполяризовало ТКП. Медь также является деполяризатором и сильно ингибирует li-OTTOK. Максимальная скорость деполяризации располагается в ряду: Co2+<Zn2+«Cu2+<Hg2+; максимальная скорость ингибирования КГ-оттока представлена в ряду: Pb2+«Co2+<Zn2+<Cu2+<Hg2+.

Со структурами клетки свободный никель легко взаимодействует (Никоненко Е.М., 1985). Никель, являясь необходимым микроэлементом для растений, в избытке оказывает ингибирующее действие на рост надземной части, массу корней, образование клубней, количество и размеры плодов, урожай семян, содержание хлорофилла в листьях (Veer В., 1987). При' усвоении никеля растениями происходит взаимодействие с содержащимися* в почве железом, кобальтом, хромом, магнием, медью, цинком, марганцем; при этом ионы марганца и магния не ингибируют, а ионы кобальта, меди, железа и цинка - ингибируют абсорбцию никеля, на 25-42%. Существуют указания на то, что-растения*, произрастающие на серпенти-новых почвах, не проявляют признаков токсического повреждающего действия никеля в случаях, если соотношение медь: никель равно или более единицы, или соотношение железо : никель равно или более пяти. Считается также, что соотношение никель : железо в большей степени, чем концентрации никеля и железа в растении, связано с проявлениями токсического воздействия никеля. Типичные симптомы повреждающего действия никеля: хлороз, появления желтого окрашивания с последующим некрозом, остановка роста корней и- появление молодых побегов* или ростков, деформация частей растения (Adriano D.C., 1986). Основная часть никеля, поглощенная растениями, проникает в клетки, оставшаяся часть сорбируется из воды внешними оболочками клеток. Предполагается, что при поглощении никеля растениями происходят процессы ионного обмена.

Токсичность металла определяется не только природой комплекса, образуемого им с биосубстратом, но и прочностью этой связи. Обнаружена корреляция между стабильностью комплексов металлов с этилендиамино-тетрауксусной кислотой (ЭДТУ) и стабильностью комплексов металлов с различными лигандами в биосредах. Обобщение результатов экспериментальных данных токсических свойств 21 металла Левиной Э.Н. (1972), показало, что в токсическом действии основное значение принадлежит катиону. Анион может изменять этот эффект в незначительной степени.

Ряд стабильности комплексов металлов с ЭДТУ (1) и аминокислотами (2) по Левиной Э.Н. (1972);

1. Fe>Cu>Ni>Pb>Zn>Cd>Co>Mn>Ca

2. Hg>Cu>Ni>Pb>Zn>Co>Cd>Mn>Ca

О.Н. Кожановой и A.F. Дмитриевой (1989) приводится сравнительная характеристика токсичности металлов в виде катионов и анионов. Авторы ссылаются на ряд работ по данной проблеме:

1)Н.В. Лазарев (1938) утверждал, что токсичность бихроматов по сравнению с солями хрома связана с тем, что в виде аниона* хром легче распределяется в организме и образует малопрочные комплексы с белками.

2)Noire с сотр. (1963) экспериментально показали, что токсичность ряда металлов, за исключением бора, снижается с повышением^ степени окисления; установили,зависимость токсичности солей натрия от степени окисления анионов (хлора, бора, фосфора, серы, азота).

3) И.М. Величко (1968) указывал на то, что марганец и хром активны в виде анионов (Мп04 и СЮ3 и связывал это не с токсичностью элемента, а с окислительной способностью анионов; токсичность анионов, содержащих хлор и бром-ионы увеличивается с возрастанием степени окисления последних, а ядовитость анионов, включающих элементы V - VI групп периодической системы элементов (азот и серу) — снижается при повышении валентности.

4) По исследованиям Curran H.L. (1954), марганец и хром в виде анионов (М11О4 и СЮ4 ~) слабее влияли на уровень холестерина, чем в виде катионов металлов (Мп2+ и Сг3+).

Среди разнообразия взаимодействий металлов исследователи обращают внимание на комплексные соединения металлов. Wacker и Vallee (1959) установили возможность связывания никеля и хрома с рибонуклеиновой кислотой. При этом взаимодействие происходило как с фосфатными группами (Fe+3; Cu+2; Мп+2), так и с азотистыми основаниями (Fe+3; Cu+2).

Известны производные фосфорной кислоты и кислот трикарбоново-го цикла, способные связываться с металлами (Кретович В.И., 1956; Левина Э.Н., 1972). Комплексоны играют большую роль в минеральном,обмене, так как образуют с металлами легкорастворимые комплексные соединения; т.е переводят их в подвижную форму (Куликов-Н.В1, Молчанова И.В., 1975; Schrieber D.R. et al., 1985). При изучении действия меди на водоросли показано, что активность меди снижается в* присутствии органических веществ - белок, сахар, гуминовых кислот и глинистых минералов (Riemer D.N., Toth S.J., 1970). У цинка более, чем у иона марганца; выражена способность координироваться с азотсодержащими группами. Большим сродством к сере обладают ионы одновалентной меди. Вероятно, что вся-медь связана в, белках с серой, с остатками цистеина и гистидина. Ионы; двухвалентной меди способны образовывать комплексные соединения- с, группами, содержащими SH- Ионы двухвалентных железа, меди, кобальта имеют выраженную тенденцию связываться скорее с азотсодержащими группами, чем с кислородсодержащими. Особенно это отмечено для двухвалентной меди. Трехвалентное железо предпочитает комплексироваться с кислородными донорами (Бойченко Е.А., 1966 - цит по: Физиология растительных организмов и роль металлов, 1989). Таким образом, избирательное распределение ионов металлов.между молекулами в биологических системах определяется сродством катионов к таким функциональным группам белков, как сульфид- и кислородсодержащие анионные группировки.

При избытке металлов клетки активно синтезируют металлотионеи-ны (Narbonne J.T., Callis J.L., 1979). Токсичность металла в виде хелата часто ниже, чем токсичность его солей (Nofre с сотр., 1963), например, марганца, никеля, меди, кадмия (Bachmann Н., Stotzky G.,1983; Eyble V., Suj Kara., 1966). Но есть металлы, как алюминий, ртуть, железо, которые в виде хелатов гораздо токсичнее солей. Металлы можно расположить в ряд по убыванию констант устойчивости образуемых ими комплексных соединений по Меллор и Мели (цит по: Физиология^ растительных организмов и роль металлов, 1989):

Н§>Си>№>РЬ>Со=гп>Сс1>Ре>Мп>Мв

Хелатные комплексы, не имеющие заряда, растворимы в липидах,. и поэтому способны.проходить сквозь, клеточные мембраны. Таким»образом, хелатообразующий агент осуществляет усиленный транспорт металла в клетку (Альберт Э.,1971).

Таким образом, химическое состояние металлов »и его биологическая активность зависит от места локализации его в экологической, нише. Образец воды, отобранный на дне водоема, где обнаруживают наибольшую концентрацию хелатные комплексы, - будет проявлять наименьшую токсичность по большинству элементов.

Животные. Авцын А.П. с соавт. (1991), обобщив обширный экспериментальный материал отечественных и зарубежных исследователей, предлагают классификацию микроэлементов у человека и животных: микроэлементная недостаточность, микроэлементная интоксикация, микроэлементный дисбаланс. Медь, цинк, железо, марганец, селен, молибден, хром, йод, кобальт Aggett Р.1. (1985) отнесены к эссенциальным микроэлементам. К условно эссенциальным МЭ этот автор относит мышьяк, бор, бром, фтор, литий, никель, кремний, ванадий. К общеизвестным токсичным МЭ относятся ртуть, свинец, фтор, кадмий, мышьяк, хром, алюминий. Подразделение МЭ на эссенциальные и токсичные условно, так как некоторые сугубо- необходимые для организма элементы при определенных условиях могут вызывать, симптомы интоксикации (медь, марганец, селен, молибден, йод, кобальт), а некоторые, в основном токсичные элементы (мышьяк, свинец, кадмий), отдельные авторы относят к эссенциальным для лабораторных животных. Из числа условно эссенциальных микроэлементов никель интенсивно исследуется в связи с глобальным загрязнением окружающей среды. По данным Грушко Я.М. (1972), ежегодно в атмосферу и на поверхность почвы в среднем поступает

15000 т никеля; по данным Hardy J. с сотр. (1982), выбросы никеля в атмосферу возросли до 47 ООО т в год, причем это количество будет увеличиваться в течение последующих десятилетий (Бандман A.JI, 1989).

Этапы токсического действия металлов на животных описываются Сидоренко Г.И. и Ицковой А.И. (1980) следующим, образом. После растворениями диссоциации в жидких средах организма металлы связываются с оболочкой форменных элементов крови или интимы капилляров, нарушая их проницаемость, а также образуют комплексные соединения с белками крови (первичная реакция). В связанном состоянии металлы достигают клеток, где, воздействуя на химически активные группы оболочки клеток, изменяют их проницаемость. Первоначально на поверхности клеточной мембраны происходит реакция катионов металлов с анионными рецепторами, что приводит к нарушению проницаемости клеточной оболочки и проникновению металлов в цитоплазму клеток (вторичный эффект).

Вещества, поступившие в клетку путем эндоцитоза, перемещаются в лизосомы (вторичные лизосомы), где происходит расщепление сложных соединений (Pool с сотр., 1984). Неметаболизируемые соединения, в том числе и тяжелые металлы, накапливаются во вторичных лизосомах, образующих остаточные тельца, которые выводятся за пределы клетки. Вопрос о природе механизма концентрации во вторичных лизосомах ионов металлов окончательно не решен. Установлено, что тяжелые металлы могут связываться карбоксильными и фосфатными группами, входящими в состав липидного компонента лизосом клеток почек. Согласно другой точке зрения, кислая фосфатаза локально связывает ионы алюминия, цинка, которые с неорганическим фосфатом образуют плотные осадки, содержащие также железо, цинк, медь и серу (Булычев, 1991). Накопление металлов в лизосомах вызывает ряд тяжелых заболеваний человека и животных. Так, накопление меди в количествах, превосходящих сегрегационную способность клеток, вызывает нарушение функции печени, мозга и других органов (Goldfischer, Mosral, 1966). Благодаря высокой индуциабельности, металлотионеины являются важным неспецифическим депо для: ионов кадмия, ртути, свинца, серебра, золота, платины и обеспечивают их детокси-кацию (Webb, 1987). Введение цинка и кадмия в организм крысы вызывало; индукцию синтеза металлотионеинов в слезной и околощитовидной железах и в коре надпочечников. Интенсивность синтеза этих белков-находилась в прямой зависимости от концентрации* металла, введенного-животному пугем инъекции. Особенно сильная индукция наблюдалась под влиянием цинка в клетках поджелудочной железы. Введение цинка в количестве 16 и 32 мг на 1 кг массы тела животного вызывало, соответственно;, усиление синтеза металлотионеинов в 40 раз (Wormster, Calp, 1988). Дубина Т.Л. (1989) считает, что основной функцией этих белков является защита от повреждения металлами не только клетки, но и ее генетического аппарата.

При дефиците меди наблюдаются нарушения формирования и повышенная повреждаемость соединительнотканных структур; особенно коллагеновых и эластичных волокон, а также кости и хряща, у экспериментальных животных. Усиление явлений медной недостаточности у цыплят наблюдалось при введении небольших количеств цинка, кадмия; серебра и выражалось уменьшением количества эластина в аорте, задержкой роста и понижением гемоглобина. Сульфиды, карбонаты, соединения железа также вызывают дефицит меди у животных (Cousins, 1985). Недостаточность меди вызывает у сельскохозяйственных и лабораторных животных поражение ЦНС (Риш, 1983). Физиологическими антагонистами меди являются молибден, сульфаты, свинец, кадмий, их избыток в кормах вызывал эндемическую атаксию ягнят, при которой отмечается частичный паралич задних конечностей, ряд конституциональных дефектов. Аналогичные эффекты описаны у морских свинок и крыс (Underwood, 1977). В Западной Австралии известно проявление медьдефицитного состояния как особой болезни крупного рогатого скота, вызванной дегенерацией и фиброзом миокарда. Это состояние приводит также к внезапной остановке сердца, связанной с его гипертрофией - у свиней и крыс; нарушениям структуры эластичных волокон аорты и разрывом крупных кровеносных сосудов - у цыплят. Дефицит меди отражается и на липидном составе плазмы крови. Он выражается повышенным содержанием холестерина, триглицеридов и фосфолипидов (Авцын и др.Д991). Изменения активности ферментов в липидном обмене наступают не только при первичном дефиците меди, но и при неблагоприятном соотношении этого элемента с цинком. Влияние избыточных количеств меди мало исследовано в патогенетическом отношении. Известно, что избыток меди может вызывать признаки отравления, сопровождающиеся снижением активности и биосинтеза некоторых ферментов. Медьальбуминовая фракция легко доступна для тканей и при избытке кумулируется, вызывая ряд патохимических процессов, из которых основное значение имеет угнетение мембранной АТФазы, а также ингибирование некоторых ферментов и кофакторов, содержащих сульфгидрильные группы (глутатион, липоевая кислота), что ведет к задержке окисления в тканях пировиноградной кислоты и других метаболитов углеводного обмена. Избыток меди угнетает активность цитохромок-сидазы и аминоксидазы (Авцын и др., 1991).

Изучение на животных недостатка цинка позволило Underwood Е. (1971) выделить следующие симптомы: изменение аппетита, нарушение поведения и уменьшение способности к дрессировке; задержку роста и полового созревания с прекращением развития яичек и сперматогенеза у самцов; блокирование эструса, бесплодие, патологические роды у самок, паракератоз с облысением, лимфопения. На клеточном уровне. цинк стимулирует образование полисом, тормозит катализируемое железом свободнорадикальное окисление. Показано, что для перехода из одной фазы клеточного цикла в другую необходимо наличие цинка, его недостаток блокирует этот процесс (Riordan J.R. et al., 1976). Так как цинк и некоторые другие химические элементы оказывают свое действие как критические кофакторы на рост клеток, предполагается, что в фазах репродукции и дифференцировки с этим; связан опухолевый рост. В частности, в условиях эксперимента показано, что содержание животных на диете, бедной цинком по сравнению с нормой в 30 раз, статистически достоверно угнетает рост некоторых опухолей (Авцын- и др., 1991). Я.В. Пейве и Г.Я. Жизневской открыта .роль -цинка-в нуклеиновом обмене, процессах транскрипции, стабилизации нуклеиновых кислот, белков- и, особенно, компонентов биологических мембран (Авцын и др., 1991). Цинк оказывает влияние на деление клеток через воздействие на цитоскелет. Повышение митотического индекса отмечено при дефиците цинка в эпителиоцитах слизистой оболочки пищевода и поджелудочной железы крыс. В веретене и хромосомах во время митоза обнаружено повышенное содержание цинка (Chesters .Т.К., 1978). При дефиците цинка четко прослеживается связь между задержкой роста и деления клеток с угнетением активности ферментов нуклеинового и белкового обмена (Авцын и др.,1991).

Признаки недостаточности никеля у жвачных сельскохозяйственных животных выражаются в задержке роста, повышенной смертности матерей и их потомства, снижении уреазной активности рубцовой микрофлоры, уровня гемоглобина, изменении кожных покровов. Воспроизводительная функция животных при дефиците никеля изменяется в меньшей степени, чем при дефиците других жизненно необходимых МЭ. При дефиците никеля повышается выделение из организма железа, цинка и кальция у коз и крыс (Авцын с соавт.,1991). Никель входит в состав ряда ферментов млекопитающих. Недостаточность никеля приводит к ингибированию нескольких печеночных энзимов, дезорганизует функционирование эндо-плазматического ретикулума гепатоцитов, дыхательные процессы в митохондриях, изменяет содержание липидов в печени. Подобно кобальту, никель участвует в регуляции метаболизма гема в печени и почках, индуцируя активность гемоксигеназы. В человеческой сыворотке никель связывается с аминокислотами, в основном с гистидином. Из крови никель поступает в межклеточную жидкость, а затем с помощью металлотионеинов проникает в клетки. В организмах животных, растений, микроорганизмах никель взаимодействует с кальцием, железом, магнием и другими металлами, наибольшее значение имеет взаимодействие с медью, цинком, йодом1 (Nielsen F.H:, 1988). Существует множество данных об антагонистических взаимоотношениях между никелем и медью. Дефицит меди у крыс значительно усиливается при введении растворимых соединений никеля, причем реакция организма зависит от дозы. Это объясняется конкуренцией антагонистов за белки - носители и способностью никеля изоморфно замещать медь в различных метаболитах клетки. Течение экспериментальной кадмиевой интоксикации значительно смягчалось при условии предварительного введения животным никеля. Взаимоотношения- никеля- с железом могут быть синергичными и антагонистичными в зависимости от валентности железа. При действии никеля в дозе 5,0 мг/кг на человека происходит увеличение содержания микроэлемента в. печени, почках, поджелудочной железе и селезенке, а в почках - даже при использовании дозы 0,005 мг/кг (Строчкова Л.С., 1987).

Елаховская Н.П. с сотр. (1978) указывают, что влияние металла на организм экспериментальных животных проявляется только тогда, когда поступление этого микроэлемента с водой в несколько раз превышает поступление его с пищей. А.И. Ицкова (1984), что никель в дозах 5 и 0,5 мг/кг массы животных усиливал изменения, вызванные экспериментальным рахитом. Патоморфологические исследования показали, что никель усиливал костную патологию, характерную для рахита и тормозил восстановительные процессы, наблюдаемые в костной ткани при наступлении половой зрелости животных. Наблюдалась также гипертрофия клубочко-вой зоны коры надпочечников, которая ответственна за продукцию мине-ралокортиноидов, регулирующих минеральный обмен в организме. P.D. Whanger было показано, что добавление к рациону крыс ацетата никеля в дозах -100, 500 и 1000 мг/кг вызывало перераспределение прочих микроэлементов: повышалось содержание меди и цинка в печени; увеличивалось содержание меди в эритроцитах,- цинка - в плазме; увеличивалось содержание железа в печени и почках (Бандман и др., 1989). Взаимное влияние никеля и меди при их пероральном поступлении изучались А.И. Ицковой (1984). Поступление в организм животного никеля-в дозе 5,0 мг/кг влияло-на баланс меди. Если у животных в контроле баланс меди — 84 ± 8,8 мкг/кг, то в опыте он снижался до 14-± 5,1 мкг/кг. При этом было отмечено снижение содержания меди в ткани печени. Введение в организм животных меди в количестве 5 мг/кг не оказывало влияния на баланс никеля. При введении никеля 5 мг/кг в организм животных его баланс становился резко положительным и превышал в 100 раз баланс никеля в контроле. Это сопровождалось значительным возрастанием содержания никеля в ткани печени, почек, поджелудочной железы. В то же время введение животным другой группы того же количества меди увеличивало ее задержку в организме лишь в 10 раз относительно контроля, достоверное повышение ее содержания наблюдалось только в ткани почек. Авторы считают, что резко положительный баланс никеля в организме животных возникает в результате нарушения никелем компенсаторных возможностей организма и индуцирования функциональной «поломки» физиологических механизмов кишечного барьера. Исследование в подострых опытах кумулятивных свойств растворимых соединений никеля на примере хлорида никеля при пероральном поступлении в организм крыс в течение 40 дней в дозах 20 и 5 мг/кг, что составляло 1/5 и 1/20 Ы)5о, показало, что никель не. обладает кумулятивными свойствами, определяемыми по летальному эффекту (Иц-кова, 1984). В исследованиях Елаховской Н.П. на белых крысах, получавшим с питьевой водой никель в дозах 0,05; 0,5 и 5 мг/кг не было обнаружено достоверных изменений белковых фракций сыворотки крови, а также в содержании БН-групп в сыворотке экспериментальных животных. При гистологических исследованиях были обнаружены признаки белковой дистрофии печени. А. БсЫт^у и V. КлгсИ^еББпег отметили, что поступление никеля с кормом в организм крыс в течение двух недель в дозе 1000 мг/кг приводило к снижению массы печени на 50%, увеличению содержания в ней мочевины на 23% и белка - на 15%. В эксперименте обнаружено увеличение содержания общего белка в сыворотке на 15% (Бандман и др., 1989). По данным Р.И. Гордыни хлорид никеля в дозе 0,03 мг/кг не вызывал изменений морфологического состава крови крыс, а в дозе 0,5 мг/кг приводил к снижению содержания гемоглобина и эритроцитов. Аналогичные результаты получены JI.B. Смирновой (Бандман и др., 1989). И.Н. Елисеев при введении крысам хлорида никеля отмечал слабую тенденцию к гемостимуляции, которая не зависела от вводимой дозы (5; 0,5; 0,05; 0,005 мг/кг). Выраженных изменений не обнаружила М.Г. Литвинен-ко, которая изучала влияние на гемопоэз одновременное поступление в организм животных никеля и кобальта в дозах 0,25; 0,5 и 1 мг/кг. Однако, в исследованиях A. Schnegg и М. Kichgessner было показано, что введение никеля с пищевым рационом в количестве 1000 мг/кг увеличило количество эритроцитов на 25%, содержание гемоглобина - на 27% (Бандман и др., 1989). Л.И. Арутюнов отметил, что доза никеля - 0,0005 мг/кг вызывала увеличение массы тела морских свинок на 20-й и 30-й день введения, а доза - 32 мг/кг приводила к снижению массы. И.Н. Елисеев обнаружил тенденцию к повышению массы тела крыс, получавших с питьевой водой никель в дозах 5 - 0,5 мг/кг в сутки. С.З. Моисеев указывал на увеличение массы тела кроликов, получивших никель в дозах 0,2 и 0,5 мг/кг. Schaeder с сотрудниками показали, что ацетат никеля, вводимый мышам с питьевой водой в течение всей жизни в дозе 5 мг/кг, не оказывал влияния на рост животных (Бандман и др., 1989). В дозах 0,005 мг/кг и выше при приеме с питьевой водой никель оказывает неблагоприятное действие на развитие беременности у крыс, преимущественно в ранних стадиях, а также проявляет эмбриотоксический эффект (Надеенко В.Г., 1986). Foulkes Е.С., Blank S. (1984), считают, что для никеля, как и для других тяжелых металлов, острое нефротоксическое действие более характерно, чем общий цитотоксический эффект. По данным Ицковой с сотрудниками (1984), среди симптомов острого отравления никелем у животных наблюдаются сильное возбуждение, повышенная двигательная активность, сменяющаяся угнетением, отек слизистых оболочек рта и носа, вязкие и прозрачные выделения из полости рта, гиперемия носа и ушных раковин, слезотечение. При повторных отравлениях, если животные выживали, с 30-40 суток после введения никеля общее состояние улучшается, однако, полного восстановления не происходит. В поздние сроки выявляется облысение, развитие подкожных абсцессов (Надеенко, 1986).

Тератогенный эффект выявлен Н. БсЬгоеёег. и М. МксИпег у крыс в результате приема с питьевой водой соли никеля в концентрации 5 мг/л тремя поколениями и выразился в увеличении смертности плодов всех трех генераций и числа плодов малых размеров. Ноеу МЛ., отмечено уменьшение числа особей в помете крыс, которым вводили никель задолго до спаривания. Дозы - 25 мг/кг и 6-10 мг/кг приводят к эмбриотоксиче-ским и гонадотоксическим эффектам (Бандман и др., 1989). Надеенко с сотрудниками (1986) сообщают о токсическом действии никеля на зародышевую клетку, которое выражается в значительной до- и постимплантаци-онной гибели эмбрионов. В исследованиях канцерогенности рядом авторов сообщается факт синергизма между окисью никеля и метилхолантреном, между сульфидом никеля и бензопиреном, между никелем и этилнитрозо-карбамидом. У животных наблюдаются чешуйчатоклеточные карциномы, саркомы. Одновременное внутримышечное введение сульфида никеля и бензопирена сокращало латентный период появления опухоли на 30% по сравнению с животными, получавшими эти соединения раздельно. Увеличение количеств каждого из раздельно принимаемых веществ не приводило к сокращению латентного периода. Патологические реакции в легких, предшествующие развитию опухолей, были значительно развиты крыс, получавших интрахеально оба этих вещества, чем у животных, которым эти вещества вводили раздельно (Бандман и др., 1989). Сравнительный анализ 15 соединений, никеля различной валентности и растворимости, проведенный на основании экспериментальных; данных многих авторов* позволил РЖ Бипёегтапп (1978) сделать вывод о том, что канцерогенные: свойства.находятся в обратной зависимости:от растворимости этих соединений в воде. Наиболее сильнымшканцерогенами^по мнению;автора; являются сульфид и окись никеля, а сульфат й хлорид никеля — не проявляют канцерогенности. Однако, в условиях производства у работающих в цехах электролитического рафинирования никеля, где в воздухе содержится значительное количество аэрозоля сульфата и хлорида никеля, резко повышена заболеваемость придаточных пазух носа и легких. Исключением из общего положения обратной зависимости между растворимостью и канцерогенностью являются малорастворимый сульфид никеля и хорошо растворимый ацетат никеля. Сульфид никеля - не выявлен как канцероген, ацетат никеля является умеренным канцерогеном (Сидоренко Г.И., Ицкова А.И., 1980). Токсический эффект никеля сопровождается снижением активности ряда металлоферментов, нарушением синтеза белка, РНК и ДНК. Выявлены разрывы одиночных нитей ДНК (в легких, почках). Внутриклеточная концентрация никеля тесно сопряжена с уровнем повреждения ДНК и с интенсивностью ее репарации. Повреждающее действие иона никеля в нуклеиновых кислотах проявляется в месте расположения аденина и гуанина, с которыми взаимодействует этот МЭ. В начале никель концентрируется во фракциях негистоновых белков или РНК, затем отмечается его перемещение в ДНК. Накопление этого1 МЭ в легких и почках связывается с его канцерогенным потенциалом, так как известны случаи рака почек и легких, но неизвестен никелевый рак печени. Никель является эндогенным элементом, играющим важную роль в патогенезе некоторых форм хронической ишемической болезни сердца (Банд-ман и др., 1989). Экспериментально установлена эмбриотоксичность никеля, выражающаяся патогистологическими изменениями в печени, почках, семенниках, миокарде, а также развитием сарком (8ипс1егтапп, 1978).

Токсическое действие при микроэлементозах по Юровой A.B. (1989) выражается в индукции острого и хронического воспалительного процесса, модификации метаболизма липидов, белков, гликогена, глюкозы, ДНК, РНК, усилении перекисного окисления липидов, увеличение проницаемости биомембран, деструкции митохондрий, изменении энергетического потенциала. Канцерогенное действие описывается этим же автором на основании обобщения экспериментальных и клинических данных, как ингиби-рование активности бензопиренгидроксилазы и других ферментов деток-сикации канцерогенов, формирование комплекса белок-никель-ДНК, разрыв молекул ДНК с нарушением транскрипции, в частности, индукции синтеза РНК, появление хромосомных мутаций, активация онкогенов, и, как результат, развитие рака различной локализации. Ионы тяжелых металлов, будучи входящие в состав биомакромолекул, активно участвуют во многих синтетических процессах клетки, способны достаточно легко проникать в структуры генома и в превышающих дозах обладают немалой разрушающей силой. По данным многих отечественных и зарубежных исследователей, избыточное поступление тяжелых металлов оказывает на организмы токсическое и канцерогенное действие, индуцирует точковые мутации хромосомные нарушения на различных тест-объектах.

Реакции в тест-объектах. Эксперименты на Saccharomyces cerevisia показали, что ионы меди снижают количество колоний в дозах 10 и 30 мг/л в два раза; ионы цинка снижают скорость роста колоний при значительно более высоких дозах; ингибирующее действие хлористых и сернокислых солей практически одинаково (DemnerovaK. с сотр., 1987).

Хлориды никеля, олова, цинка, бериллия, железа, марганца и циркония не индуцируют мутации в штаммах Salmonella typhimurium ТА 98, ТА 100, ТА 102, ТА 1547, ТА 2637. Однако, в комбинации с 9-аминоакридином, соли тех же тяжелых металлов индуцируют мутации в штаммах ТА 1537 и ТА 2637 (Ogawa Н. et al., 1987). Wong P.K. с сотр. (1988) изучили мутагенность кадмия, кобальта, хрома, меди, железа, ртути, ди, в соответствии с моделью свободных ионов. Концентрация хлорид-аниона не оказывала заметного влияиия на токсичность кадмия. Результаты свидетельствуют, что комплексы хлора с некоторыми тяжелыми металлами могут быть токсичными для: микроорганизма, а в случае РЬ и Hg - более токсичными, чем свободные ионы. Авторы считают, что генотоксиче-ское действие солей никеля на клетки млекопитающих объясняется, способностью никеля связываться с белками: хроматина и влиять на регуляцию нуклеопротеидов. Эксперименты, проведенные на нескольких штаммах сальмонеллы, клетках лимфомы мышей L 5178 У, Кл СНО, а также ге-патоцитах крысы показали, что при определенных условиях в отдельных клеточных популяциях цинк является эффективным мутагеном. Ацетат цинка обладал мутагенным действием на клетки мышиной лимфомы и клетки СНО, у сальмонеллы он не вызвал мутации, не было обнаружено нарушений синтеза ДНК в культуре гепатоцитов крысы. Zn 2,4-пентандиол вызывал мутации в двух штаммах сальмонеллы, но не нарушил синтеза ДНК в гепатоцитах крысы. Исключается: вероятность, мутагенного действия цинка in vivo при попадании с пищей (Thompson с сотр., 1989). Цинк не представляет канцерогенной опасности, кроме того, может снижать тера-тогенность других агентов (кадмия, ртути, талодомида, 6-меркаптопурина и витамина A) (Leonard с сотр., 1986). Обработка сублетальными дозами хлорида.никеля вызывала различные повреждения хромосом в клетках костного мозга мышей (Нага с сотр., 1987). Но мутагенность никеля« по отношению к ряду бактерий, дрожжей и дрозофилы не обнаружена (Biggart, 1986). Мутагенную активность на линию клеток млекопитающих проявили "ацетат и хлорид никеля, хлорид кобальта (Morita Н. с сотр., 1985). Методами ультрацентрифугирования ДНК клеток хомячка V 79 и спек-трофотометрии изучено влияние связывания ионов металлов с ДНК на изменение свойств ДНК. Обработка, клеток ионами меди: приводит к понижению термостабильности молекул ДНК, к повышению частоты СХО и мутаций. Магний мягко увеличивает термостабильность ДНК, но не влияет на другие параметры. На основании того, что медь связывается с фосфатными и основными группами ДНК, а магний - только с фосфатными, Sideris E.G. (1989) предложена теория взаимодействия связывания-металлов с ДНК с их мутагенностью, из которой следует, что металлы, вступающие в связь только с фосфатными группами, не, обладают мутагенностью. f* Н®

Таким образом, многообразие компонентов в составе выбросов, их способность к взаимовлиянию в биосредах не позволяют лишь путем химического анализа прогнозировать опасность изучаемого антропогенного фактора среды, необходимо биотестирование. Следует обратить внимание на то, что в широком диапазоне концентраций микроэлементы оказывают одинаковые стимулирующие цитоморфологические реакции, сменяющиеся при хроническом воздействии'подавлением метаболизма клеток и развитием патологий организмов. В число критериев контроля над загрязнителями, помимо способности их к биологической и химической деградации, накоплению и токсичности, необходимо включить мутагенность и способность вызывать отдаленные последствия воздействия поллютантов в малых дозах.

1.3. ЭКОЛОГО-ГЕНЕТИЧЕСКИЙ МОНИТОРИНГ И ПЕРСПЕКТИВЫ ИСПОЛЬЗОВАНИЯ ЭПИГЕНЕТИЧЕСКОЙ ИЗМЕНЧИВОСТИ В

КОМПЛЕКСНОЙ ОЦЕНКЕ ОПАСНОСТИ ПОЛЛЮТАНТОВ

Объекты, методы и принципы эколого-генетического тестирования химических веществ. поступающих в. окружающую среду. В литературе описано более сотни тест-систем для исследования генотоксично-сти, охватывающих различные уровни организации живого' - от бактериофагов до млекопитающих, однако, регулярно применяется менее

20 из них, а некоторые доступны лишь в специализированных лабораториях (Бочков Н.П., Чеботарев А.Н.,1989).

Чаще всего для выявления мутагенных химических веществ применяются тесты с использованием бактерий. В классическом варианте используются штаммы бактерий, уже имеющие мутации по определенным генам. Например, мутация-в гистидиновом локусе Salmonella typhimurium приводит к утрате способности клеток синтезировать гистидин, в результате чего такие мутанты не способны выживать в среде, лишенной этого вещества. Реверсия в данном локусе приводит к восстановлению способности клеток синтезировать гистидин и, следовательно, к возможности размножения» в среде, в которой эта аминокислота отсутствует. Мутации, индуцируемые тестируемым химическим веществом, выявляются в результате роста таких «ревертантных» бактерий с образованием колоний в соответствующей селективной среде. Большинство классов химических мутагенов активизируется в результате окислительных реакций, катализируемых микросомными оксидазами смешанной функции, хотя этот процесс находится под влиянием и других ферментных систем. Необходимые для активации ферменты присутствуют в большинстве тканей млекопитающих, но наиболее активны, ферменты печени. У бактерий, а также у большинства культивируемых клеток млекопитающих, активность оксидаз смешанной функции или полностью отсутствует, или очень низка, следовательно, эти системы не способны осуществлять активацию большинства канцерогенов до необходимой степени. Насекомые обладают сложной системой метаболизма, и вероятно, способны к активации большого числа проканцерогенов. Клетки дрожжей также обладают способностью к ограниченному метаболизму чужеродных соединений.

В начале 70-х годов Garner и соавторы (1971), а также Mailing (1971), изучая роль метаболической активации химических веществ, разработали схему эксперимента, в котором ферменты млекопитающих и бактериальные клетки были объединены в одну тест-систему. Эта находка привела к появлению первичного^скринингового теста на выявление мутагеннь=^з21г^: Ве. ществ - теста на индукцию обратных мутаций у Salmonella. предложенного профессором Bruce Ames и его коллегам. (Ames all.

1973). Наиболее важные аспекты метаболизма млекопитающих в н^^з^-с^тоя-щее время становятся; предметом исследования во многих краткоср тестах- in vitro, для этой- цели используют богатые ферментами экстг^гз^акты тканей; млекопитающих. Обычно - применяется постмитохондриальнс&^Еи^; Су-пернатант (фракция S-9), получаемый в; результате BbicoKOCKopoczrr^-jjQpo центрифугирования гомогената печени крыс.

Дрожжи и грибы занимают в отношении сложности их генетиг*=^:^ско-го материала промежуточное положение между бактериями и млекопитающих. В генетических тестах могут быть использованы k^si^ec гаплоидные, так и диплоидные формы. Тесты с использованием ces cerevisiae пригодны для выявления как прямьщ так и обратны>^ ^viyra-ЦИЙ, а также МНОГИХ других генетических изменений; Некоторые LL iL' ^Ь^злугмы дрожжей могут быть использованы ДЛЯ выявления; химических BeesIZQteeTB индуцирующих анеуплоидию; имеются ! указания; на то, что при гг<пг>зч^ощи этих штаммов могут быть выявлены канцерогены, не обладающа^= гено-токсичностью:

Непрямым доказательством повреждения ДНК в клетках млс-^копи. тающих может служить проявление репарационной активности ДЕЗЕЦс. Репарация ДНК может быть выявлена на культивируемых клетках тающих. Тест основан на изменении «репарационного» или «внегогЕп^^юво-го» синтеза ДНК.

Химические вещества можно оценить в отношении ИХ СПОСОБНОСТИ индуцировать хромосомные повреждения у млекопитающих, насеккгг^^ЕУгых в культивируемых клетках млекопитающих или у растений. ОбычшоЕзйс тест-системой в этом случае является, культура клеток млекопитающих:- ^можно использовать какую-либо, перевиваемую клеточную линию или »^з^льтуру лимфоцитов человека. Хорошо разработанным методом для изучес^^ая повреждения хромосом in vivo является анализ метафазных хромосом в клетках костного мозга крыс, мышей и хомячков. Кроме того, хромосомные фрагменты в некоторых клетках костного мозга и других тканей можно идентифицировать в виде микроядер. Микроядерный тест зарекомендовал себя, как сравнительно простой метод выявления химических веществ, способных индуцировать хромосомные повреждения.

Культуры клеток млекопитающих могут быть также использованы для выявления индуцированных генных мутаций. Принципы, на которых базируются эти тесты, сходны с теми, которые лежат в основе тестов с использованием микроорганизмов. То есть,,клетки культивируют в среде, содержащей предполагаемый мутаген, после чего помещают в селективную среду, в которой способны выживать лишь мутантные клетки. Количество клеток, претерпевших прямую мутацию в специфическом генном локусе, будет соответствовать количеству клеток, размножающихся с образованием колоний в селективной среде.

Так как у бактерий, дрожжей и культивируемых клеток млекопитающих могут отсутствовать ферменты, необходимые для превращения многих канцерогенов и мутагенов, такие исследования дополняют тестами с использованием препаратов микросомальных ферментов, млекопитающих.

Генотоксичность химических веществ может быть оценена по влиянию на Drosophila melanogaster.

Такие растения; как конские бобы (Vicia faba), лук (Allium сера), традесканция (Tradescantia paludosa), кукуруза {Zea mays), ячмень (Hordeum vulgare) и соя (Glycine max) могут обладать существенным преимуществом по сравнению с другими тест-системами, и их значение для скрининга-химических веществ на мутагенность остается всё ещё не полностью раскрытым. Возможным недостатком этих тестов является отличие метаболизма у растений от метаболизма у млекопитающих.

Наиболее достоверную экстраполяцию на человека предполагают методы, выявляющие хромосомные нарушения в соматических клетках грызунов, а также тест на доминантные летальные мутации, выявляющий нарушения в половых клетках животных.

Общей практикой* является использование набора краткосрочных тестов для целей первичного скрининга.

Тестирование проводят, начиная» с первичной батареи из двух-четырех тестов, затем подбираются дополнительные тесты с целью накопления данных об активности вещества, и так до того момента, пока не появится возможность оценить его потенциальную генотоксическую опасность с необходимой степенью надежности. Обычно тестирование'включает два или три этапа (Williams, 1980). Основное тестирование предназначено для выявления генетической« активности тестируемого материала. Второй и третий этапы включают добавочные тесты, выбранные в качестве дополнения к тестам первого этапа для выяснения-того, способно ли вещество индуцировать генетические нарушения in vivo, а также с целью создания основы^ проведения оценки потенциальной опасности для человека, связанной с воздействием данного вещества.

Обычно тестирование начинают с бактериального теста с использованием ряда штаммов Salmonella typhimurium и теста на индукцию структурных хромосомных аберраций. В качестве последнего может быть выбран микроядерный тест на клетках костного мозга грызунов или тест на индукцию хромосомных аберраций в культивируемых клетках млекопитающих. Это сочетание тестов позволяет в достаточной мере для большинства химических веществ выявить вероятность мутагенного эффекта (Jshi-data & Odashim, 1977; Jshidata, 1981). Параллельно с бактериальным тестом возможна оценка хромосомных нарушений на растительных объектах. Дополнительные тесты либо представляют собой простое повторение одного из первичных тестов при иных условиях эксперимента, либо полностью отличаться от тестов первой ступени. Если вещество, мутагенное для бактерий, не индуцирует хромосомных нарушений в клетках млекопитающих; то возникает необходимость выяснить ограничена ли генетическая активность данного вещества только бактериальными клеткамшили оно;активное и в отношении клеток эукариотов; Для; ответа на этот вопрос можно ис- , пользовать тесты« индукцию сестринских хроматидных обменов. (GXO) или внепланового синтеза ДНК (ВСД) в клетках млекопитающих, а также на индукцию мутаций у дрозофилы. На следующем этапе г можно; проверить активность бактериальных мутагенов в условиях in vivo оценки .мутагенности биологических жидкостей-животных, обрабатываемых данным:веществом (Gömbes et al., 1984), или в спот-тесте на мышах (Fahring, 1977). Разработаны так же методы изучения репарации ДНК (Waters et al., 1984) и СХО (Perry, Thomson, 1984) у обработанных животных. В некоторых случаях целесообразно изучить действия на половые клетки млекопитающих с использованием либо - теста на индукцию! доминантных летальных мутаций, либо цитогенетического анализа; половых клеток грызунов (Adler, 1982; Bremen, Preston; 1982; Albanese et at., 1984).

Тесты, рекомендуемые Международной комиссией по защите окружающей среды от мзггагенов и канцерогенов:

1. Тест Эймса Salmonellatum^ocoubi (Ames et al, 1975; McCann et al., 1975; McCann, Ames, 1976; Marón et al., 1981; Levin et al., 1982; Marón, Ames 1984).

2. Митотический кроссинговер; точковые мутации^ генная конверсия у дрожжей (Fink, Lowenstein, 1971; Parry étal., 1976; Kunz et al., 1980);

3. Внеплановый синтез ДНК в культивируемых клетках млекопитающих и человека (фибробласты, линия Hela) по двум методам количественной оценки включения тимидина в процессе ВСД — с помощью ауторадиогра-фии (Cleaver, Thomas, 1981) и с помощью жидкостно-сцинтилляционного подсчета (San, Stich, 1975; Martin-et al., 1978).

4. Цитогенетические нарушения и сестринские хроматидные обмены на перевиваемых линиях периферической крови человека (Evans, 1976; Eatt et al:, 1981; Preston et all, 1981; batt et ál¿, 1977; Perry, 1980; Wolff; 1982). ■5. Тесты; на? индукциюмутаций ■ в клетках млекопитающих: in vitro с использованием линий У 79 • (хомячок) (Bradley et al., 1981); СНО (Hsie et al., 1981); L 5178 Y (мышиная лимфома) (Clive et al., 1983).

6. Тест на. вьгавление повреждений* митотических хромосом у растений — конские бобы Vicia faba (Ma, 1982), лук.Allium сера (Crant, 1982), транде-сканция Tradescantia paludosa (Ma, 1982), snuenbHordeum vulgare (Constantin; Nilan, 1982); на выявление генных мутаций специфического локуса и множественных локусов - у кукурузы Zëa mays мутации локуса «воско-видности» (Waxy Plewa, 1982); у ячменя Hordëum vilgare мутации недостаточности по хлорофилу (Constantin, 1976); у сои Glycine max соматических мозаицизм (Vig, 1982), у традесканции Tradescantia paludosa изменение окраски цветков от голубой к розовой (Schairer et al., 1978), для выявления газообразных мутагенов тест описывается Vant Hof u Schairer (1982).

7. Тест на сцепленные с полом рецессивные летальные мутации у дрозофилы (Lindsley, Grell, 1968).

8; Цитогенетические тесты in vivo метафазный анализ клеток костного мозга и микроядерный тест (Boller, Schmid, 1970; Heddle, 1973; Adler, 1985).

9. Тест на индукцию доминантных летальных мутаций по Ehling et. al. (1978) и Generosa (1969).

Таким образом, методы токсикогенетической оценки позволяют проводить объективное прогнозирование опасности веществ для окружающей среды и являются необходимым звеном в определение реального вреда техногенов. Биотестирование позволяет выявить тенденции эволюционного процесса в ценозах, а также роль загрязнителей в формировании наследственной изменчивости организмов.

Особенностшдействия слабых доз мутагенов и перспективыг использования их фенотипических эффектовпри комплексно йоценке опасности загрязняющих веществ. Система генетического мониторинга предусматривает накопление материала по специфическим тест-системам, оценивающим вещество как потенциальный мутаген на всех уровнях живого, и ставит целью оценить фактор как источник мутагенного загрязнения. Отдаленные последствия воздействия в экспресс-тестах не оцениваются, отсюда возможно ошибочное отклонение агента среды, недооценка его опасности.

Активность физических и химических мутагенов в слабых дозах проявляется в виде положительных модификаций. Впервые стимуляция («плюс»-модификация по Раппопорту И.А., 1984) была открыта Н;С. Эйгес (1962) и С.И. Макаровой (1966); Стимулирующий эффект использованных мутагенов подтвердили многие ученые на самых различных культурах растений, а также, практически параллельно, накапливался материал о позитивном влияниях малых доз мутагена на животные и микроорганизмы. С повышением дозы стимулирующий эффект сменялся ингибирующим. Причем граница перехода колебалась в ряду концентраций, зависела от сопутствующих немутагенных факторов.

По И.А. Раппопорту (1984) появление каждого найденного типа индуцированных модификаций можно связать с двумя механизмами- В первом случае возникновения модификации связано с взаимодействием мутагена с горячей точкой фермента, а во втором - физико-химический потенциал „мутагена комплектуется с физико-химическим началом фермента. Для ионизирующих веществ характерно первое взаимодействие, для химических мутагенов - более типично второе. Все химические мутагены при небольших дозах образуют «плюс»-модификации, способность же вызывать «минус»-модификации распространяется лишь на часть изученных химических мутагенов. Остальные мутагены такой способности лишены, поскольку у них нет специфического родства с ферментом; в больших дозах все химические мутагены вызывают ингибирование. Как правило, ионизирующие неорганические и органические вещества индуцируют разные «минус»-модификации, затрагивающие обычно один, или реже два-пять ферментов. Отрицательная модификация^ по внешнему виду представляет собой ровный сдвиг выражения признака в зависимости от концентрации модификационного агента. Индукции «минус»-модификации предшествует сугубо избирательное взаимодействие между химическим мутагеном и лишь одним видом фермента. Возникновению же «плюс»-модификаций предшествует развертывание взаимодействия мутагена со многими ферментами, что нуждается в другом типе связи. Существует важное расхождение между «минус»-модификациями, вызываемыми химическими мутагенами, и «минус»-модификациями, появляющимися под действием неорганических и органических веществ без мутагенной активности. Во втором случае морфологическое изменение всегда проявляется в очень широком диапазоне доз и нарастает с увеличением дозы, вслед за максимальным выражением модификации, вызванной чисто модификационным началом, наступает гибель развивающегося организма. Химические мутагены, эффективные на генном уровне, по-другому взаимодействует с ферментами, так как ген и фермент связаны с родством через информационную нуклеиновую кислоту. Задаток родства химического мутагена обуславливает его влиянйе на фермент. При больших дозах мутагена возникают самые различные мутационные переходы с элементами случайности и прерывисто-сти.При малых дозах, когда выражена модификационная активность мутагенов, имеет место непрерывный тип взаимодействия. Таким образом, И. А. Раппопортом (1984) на основании длительных исследований предложено теоретическое обоснование эффектов, наблюдаемых при непосредственном воздействии на живые объекты малых и больших доз мутагена.

Среди первичных изменений, наблюдаемых у растений при воздействии мутагенов от малых до летальных доз, известны морфозы - отклонения в физиологических и формообразовательных процессах, наступающие в ответ на необычные раздражения, к которым данный вид не мог выработать приспособительной реакции на протяжении своего филогенеза (Тара-сенко Н.Д., 1980). Наиболее сильно морфозы выражены в начале развития растений, полученных от обработанных мутагеном семян (Mi). К концу развития М] их число снижается. У сеянцев морфозы наблюдаются на стадии семядольных листьев и первых настоящих листочков. Листья срастаются частично или полностью, или, наоборот, отщепляют от себя дополнительные листовые пластинки, наблюдаются различные деформации семядольных листьев, примечательных мясистостью, хрупкостью, более темной зеленой окраской. Чаще прочих первичных нарушений встречаются «слепые» побеги с толстыми, жесткими деформированными листьями, имеющими большое число вторичных листочков. У таких побегов в результате гибели терминальных точек роста наблюдается торможение верхушечного роста и анормальное развитие нижних листьев. Химические мутагены вызывают морфозы менее часто, чем радиационные. Стимулирующие дозы мутагенов тоже увеличивают частоту морфозов. Так, обработка семян картофеля 0,1%-ным раствором этиленимина приводит к превышению по сравнению с контролем максимального веса надземной массы в 4,4 раза и увеличение частоты морфозов - на 0,4% (Тарасенко Н.Д., 1980). Кроме того, стимулирующие дозы увеличивают вариабельность полигенных признаков, как, например, урожайность или содержание крахмала в клубнях. Средние значения по этим признакам превосходят контроль. Но при этом часто обнаруживается чувствительность к некоторым вирусам. По отношению малых доз к иммунитету и длительности жизни существуют противоречивые данные. Скорее здесь надо рассматривать повышение устойчивости или чувствительности к тем или иным факторам в каждом случае отдельно, так как реакция генома в новом режиме ферментативных процессов, возникающих в ответ на внедрение в цитоплазму молекул мутагена, специфична. Причина разнообразия и непредсказуемости последствий воздействия заключается в множественности признаков, представляющих иммунитет, и полигенности каждого из этих признаков.

Таким образом, малые дозы мутагена даже в стимулирующем режиме расшатывают относительное постоянство генома.

Все виды ионизирующих излучений и некоторые химические мутагены вызывают значительную химерность у растений Мь В'практике изучения мутагенов обычно исследуются хлорофильные химеры. Химерные организмы известны и среди растений, и среди животных и человека. Индуцируются химеры тератогенными факторами. Порок развития при этом может быть связан или не связан с нарушением генетического аппарата. Считается, что тератогенным фактором может оказаться любой экологический фактор, если интенсивность его оказывается больше оптимальной (Слепян Э.И., 1979). Среди тератогенных факторов, помимо канцерогенов различных классов, некоторых углеводородов, соединений серы, амидов, аминов, альдегидов, фосфороорганических ядохимикатов. Пестицидов и прочих агентов, отмечается ряд металлов и их соединений - ртуть, метилхлорид ртути, теллур, хлорид лития, соли кадмия, сульфат меди, нитрат свинца, цинк, барий (Саноцкий И.В. и Сальников Л.С., 1979).

По Нейману И.М. (1979) химические вещества, способные повышать чувствительность тканей, способствуют созданию благоприятных условий для индукции опухолей. В целостном организме многочисленные процессы на тканевом и системном уровнях оказывают существенное влияние на развитие отдаленной патологии, в том числе, и нарушения нейроэндок-ринной регуляции у животных и человека, снижающие адаптивные возможности организма, провоцирующие стресс и приводящие к ускоренному старению и истощению.

Основу отдаленной лучевой патологии на клеточном уровне составляют три типа нарушений, возникающих в результате непосредственного воздействия радиации. К ним относятся клеточная гибель, консервация наследственных нарушений и не летальные наследственные изменения, то есть нарушения, которые стойко репродуцируются при размножении^соматических клеток. Отсюда следует, что одним из механизмов формирования отдаленных последствий облучения является накопление повреждений в генетическом аппарате соматических клеток (Москалев Ю.И., 1991). В связи с проблемой радиационного загрязнения» окружающей среды в литературе чаще рассматриваются отдаленные эффекты малых доз мутагенов на примере влияния на организмы ионизирующего излучения.

По Дубинину Н.П. и Пашину Ю.Н; (1979) малый, эффект мутагена для целей скрининга наиболее важен, поскольку он реально обладает возможностью увеличивать спонтанный мутационный уровень как у отдельных индивидуумов, так и целых популяций, в то время как воздействию больших концентраций-реально могут подвергаться сравнительно небольшие контингенты людей.

Малые дозы мутагенов (химической или физической природы) склонны индуцировать наследуемые клеточно-летальные эффекты, проследить за которыми можно на одноклеточных организмах (Бычковская И.Б., 1986). Рассматриваемое явление подразделяется на стохастические и нестохастические изменения в ряду поколений. ;

Стохастические наследуемые клеточно-летальные эффекты фиксируются как гибель клеток не только в первом поколении, но и после того или иного числа клеточных делений, что проявляется в образовании абортивных колоний. Кроме того, потомство выживших клеток способно образовывать колонии, содержащие значительную долю нежизнеспособных клеточных элементов. Было установлено, что полученные повреждения обратимы как на клеточном, так и на популяционном уровне. Отдельные «нестабильные» линии, характеризующиеся повышенной вероятностью гибели клеток в течение продолжительного периода времени, можно поддерживать селективно. Основными признаками стохастического летального повреждения являются: градулярная зависимость от дозы мутагена, гетерогенность-поражения клеток в популяции и обратимость. Эти признаки не применимы при описании нестохастических клеточно-летальных изменений. Отличительными признаками нестохастического клеточно-летального эффекта являются: скачкообразность возникновения! практически у 100 % клеток; независимость (по степени; проявления) от дозы; низкие значения индуцирующих доз;: отсутствие в течение неопределенно долгого'времени репарации на уровне как клетки, так и"популяций; неспецифичность для мутагенных агентов; особенности- ядерно-цитоплазматических взаимоотношений при индукции и наследования, эффекта и др. (Бычковская И.Б., 1986).

Позже, проявления нестохастической клеточной летальности, были названы авторами «альтернативными эффектами» (АЭ), так как представляют собой необратимые массовые наследуемые изменения клеток, возникающие по принципу альтернативности («все ИЛИ: ничего»), и могут являться первопричиной развития дозонезависимых общесоматических нарушений при низкодозовом воздействии. Эти эффекты включаются при низких пороговых дозах и затем не изменяются при увеличении их значений. У млекопитающих эти явления ярко проявляются в малообновляю-щихся тканях, которые играют важную роль в патогенезе отдаленной неканцерогенной соматической патологии (Бычковская И.Б., Степанов Е;П., Федорцева Р.Ф., 2002; Антонов П.В., Бычковская И.Б, Нефедов И.Ю. и др., 2003; Бычковская И.Б., Степанов Р.П., Кирик 0:В., 2003; Бычковская И.Б., Федорцева Р.Ф., Антонов П.В1 и др., 2006; Бычковская И.Б., Федорцева Р.Ф., Антонов П.В. и др., 2007; Бычковская И.Б., Егорова Е.И., Иголкина Ю.В. и др., 2007).

На многоклеточных организмах клеточно-летальные эффекты выражаются в форме дистрофических изменений в тканях, морфофизиологиче-ских аномалий, некрозов и других патологических изменений. Чем выше организация- живого, тем разнообразнее наблюдаемые: отдаленные эффекты. Известно, что эффекты слабых концентраций мутагенов, сверхоптимальных температур, старения, дистрофических явлений в тканях сопровождаются общими для всех клеток явлениями: снижением барьерной функции мембран, активации их перекисного окисления, нарушением бел-ково-липидных связей, повреждением структурной целостности мембран, снижением активности митохондрий (и пластид у растений). Вещество, способное индуцировать нестохастическую наследуемую клеточную летальность разрушает универсальную систему защиты клетки, основанную на избирательности-проникновения веществ через мембрану. При этом индуцируются конформационные изменения рецепторных молекул, липид-ных комплексов мембран, далее следует цепочка внутриклеточных повреждений типичных для патогенеза всякой клетки. Первой реакцией на дест-руктирующие факторы становится сверхсинтез белка, направленный на компенсаторную выработку стрессовых белков и ферментов детоксикации (например, неспецифичных стрессовых белков, белков теплового шока, белков синикации, белков-радиопротекторов, металлотионеинов, и проч.). При этом синтез метаболических белков прекращается (или замедляется), как следствие, подавляется тканеобразование, органогенез, морфогенез, изменяются морфометрические показатели индивидов популяции, адаптивные реакции. Активность репаративных ферментов, направленных на исправление ДНК-повреждений и ферментов детоксикации, также зависит от метаболического фона ферментов, энергетического ресурса клеток, индукторов конформационных изменений.

Индивиды популяции, оказавшиеся под влиянием хронического стресса, обречены на энергетическое истощение и вырождение. Стресс является если не индуктором мутаций, то фоном усиливающим частоту мутаций в соматических и половых клетках (Вайдо А.И., Ширяева Н.В., Вшивцева В .В., 2000; Слозина Н.М., Неронова Е.Г., 2000, 2007). Модулирующее на частоту мутаций действие стресса описано в данных Ф.И. Иг-нель и Ю.А. Ревазовой. Частота аберраций, индуцированная циклофосфа-мидом, в костном мозге мышей увеличивалась на 1-е и 25-е сутки эксперимента на фоне гиподинамии и гипокинезии, но убывала на 15-е сутки

Игнель Ф.И., Ревазова Ю.А., 1999). У людей; находящихся в стрессовом состоянии, наблюдается увеличение частоты хромосомных перестроек хромосом в лимфоцитах периферической крови: Исследователи пришли к выводу, что. уровень стресса является важным критерием для прогноза чувствительности, генома, человека, к действию? мутагенных факторов (Кривцова Е.Н. и др., 2000). Активность репаративных ферментов; направленных на исправление ДНК-повреждений и ферментов детоксикации, также зависит от метаболического- фона ферментов, энергетического ресурса клеток и индукторов конформационных изменений:

Таким образом, биологическое тестирование, основанное на использовании классических тест-систем для оценки мутагенности веществ - это первый и основной этап в прогнозировании опасности веществ, поступающих в окружающую среду. Отклонение малых сенсибилизирующих доз мутагена как не существенных ошибочно, так как малые дозы, создают фон для развития патологических изменений на всех уровнях, организации живого. Биотестирование должно учитывать не только повышение частоты мутаций, но и морфофизиологические нарушения, индукцию «плюс»-модификаций и стресса; характер токсического воздействия вещества на рост, развитие индуцированных особей и их потомство; проявление наследуемых клеточно-летальных эффектов-на одноклеточных, так как на этом уровне можно оценить первичную реакцию генома на внешнее воздействие и потенциальную способность агента вызывать отдаленные патологии. Выше перечисленные вторичные изменения роста и развития организмов под влиянием фактора окружающей среды мы обозначили обобщающим термином «эпигенетические» изменения.

ГЛАВА 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

2.1. Методы определения химического состава сточных вод, содержания микроэлементов в почвах и растениях

Химический состав сточных вод определяли перед поливами на ЗПО по методике Лурье Ю.Ю. и Рыбниковой Л.И. (1966). Отбор проб почв на спектральный анализ проводили в трехкратной повторности до глубины 30 см. В образцах растений, почв и сточной воды определяли содержание металлов спектральным методом (Канякин A.B. и Грибовская И.Ф., 1979) в период с 1989 по 1995 гг. (225 образцов сточной воды, 112 образцов почв, 80 образцов растений); атомно-адсорбционным методом (по ГОСТу 8.505.84; МИ-858.-85) - в период с 1996 по 2002 гг (80 образцов сточной воды, 103 образца почв, 56 образцов растений). Определялась валовая и подвижная форма металлов. Анализируемые образцы включали усредненные отборы из 5-10 точек в районе расположения всех 20 гидрантов. Ориентировочная оценка проводилась по Кларку (для валовых форм ТМ), детальная -по предельно-допустимым концентрациям (ПДК). Схема ЗПО, где утилизировались сточные воды ОГХК, приведена в приложении 10.

2.2. Штаммы микроорганизмов, проведение экспериментов с использованием бактериального теста Эймса

Определение мутагенной активности сточных вод проводили с помощью модифицированного полуколичественного теста Эймса с метаболической активизацией in vitro (Фонштейн Л.М. и др., 1977; Ames B.N. et al., 1975). Мутагенную активность оценивали по частоте реверсий к прото-трофности по гистидину у тестерных штаммов Salmonella typhimurium ТА 98 his Д-3052 bio uvr В rfa, pk-101 amrr и ТА 100 his G-46 bio uvr В rfa, pKM- 101 ampr. Реверсии у штамма ТА 98 возникают под действием агентов, вызывающих мутации типа сдвига рамки считывания, у штамма ТА 100 - типа замены оснований. Постмитохондриальный супернатант (фракцию 5-Р) выделяли из печени крыс линии Вистар, которым за 48 часов до забоя вводили 3-метилхолантрен (раствор в оливковом масле) в дозе 40 мг на 1 кг массы тела для индукции микросомальных ферментов. В качестве контрольного промутагена использовали 2-аминоантрацен. Испытываемое вещество предварительно пропускали через миллипоровые фильтры (МПНроге НАЖР, <1=0.45 мкм). К 2 мл агара верхнего слоя при 45 °С добавляли 0,1 мл культуры штамма, 0,3 мл испытываемого вещества и 0,5 смеси 8-9. Получившуюся смесь перемешивали с помощью встряхи-вателя и наливали на поверхность чашки с минимальным агаром с глюкозой. Инкубация длилась 48 часов при 37° С.

Минимальный полужидкий агар для верхнего слоя

Растворили нагреванием, распределили по 100 мл в колбы; автокла-вировали 15 мин при 120°С и охлаждали до температуры 50° С.

На каждые 100 мл агара добавляли 10 мл стерильного исходного раствора, в состав которого входили следующие вещества: Ь- Гистидин НС1 (0,5 мМ) - 10,5 мг/100 мл Биотин (0,5 мМ) - 12,2 мг/100мл

Селективная среда нижнего слоя Водный агар, 2% - 300 мл

Солевой концентрат (цитрат натрия - 0,2%, К2 НР04 ЗН2 О - 4,2%, КН2 ГО4 -1,8%, (ЫН4 )2 80., - 0,4%, вода дистиллированная, рН =7,2) - 100 млґ Раствор глюкозы, 20% -10 мл Раствор

§Б04 7Н2 О, 2 % - 2 мл

ШС1 Агар

Дистиллированная вода

- 5 г -6,5 г

- 1 л

Заключение Диссертация по теме "Экология (по отраслям)", Гарипова, Розалия Фановна

ПРАКТИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ

1. Для краткосрочной диагностики веществ-индукторов эпигенетической изменчивости рекомендуется применение дрожжей & сегеугягае-гаплоидов, на колониях которых фиксируют снижение репродуктивного потенциала клеточной популяции; явление нестохастической наследуемой клеточной летальности, фиксируемое на популяции дрожжей, следует экстраполировать на многоклеточные организмы, так как клеточная летальность является основой для развития вторичных морфометрических и морфофизиологи-ческих изменений, а первопричины клеточной летальности универсальны для всех живых объектов.

2. В целях оптимизации скрининга токсикантов предлагается вести учет повреждающего эффекта в фитотестах начиная с малых концентраций, вызывающих стимуляцию ростовых процессов, так как стимулирующие метаболизм клеток компоненты сред способны вызывать морфофизиологические аномалии, как на растительных, так и животных организмах.

3. В комплексную оценку загрязнителей следует включить анализ цито-генетических, структурно-метаболических, морфофизиологических нарушений на растительных объектах. Для контроля за структурно-метаболическим состоянием клеток использовать показатели: количество клеток с тремя и более ядрышками в ядре, длительность мацерации корешков луковиц А. сера. При интегрированной оценке нарушений прогнозировать способность веществ вызывать эффекты последействия, возникающие на основе конформа-ционных изменений клеточных биополимеров и компенсаторных реакций клеток на стресс.

4. Для решения задачи объективного прогнозирования популяционных изменений под влиянием техногенного фактора, средств рекультивации деградирующих и загрязненных почв, применения регуляторов роста, адаптоге-нов, а также прогнозирования адаптированности сортов растений к конкретным почвенным условиям использовать принцип выявления факторов стабилизирующего и дизруптивного отбора в популяциях. В частности, анализ распределения морфометрических показателей растений проводить с сопоставлением теоретического (ориентировочного) и фактического распределений признаков в контроле и опытном варианте. При этом сравниваемые показатели выборки должны соответствовать нормальному распределению.

Библиография Диссертация по биологии, доктора биологических наук, Гарипова, Розалия Фановна, Оренбург

1. Абилев С.К. Выявление и прогнозирование мутагенной активности химических соединений окружающей среды: автореферат диссертации на соискание ученой степени д.б.н. /МГУ им. М.В. Ломоносова. — М., 2003. -46 с.

2. Акимова Т. А., Хаскин В. В. Экология. М.: ЮНИТИ, 1998. -157 с.

3. Алексеев Ю. В. Тяжёлые металлы в почвах и растениях. Л.: Агропром-издат, 1987. - 425 с.

4. Альберт Э. Избирательная токсичность. М., 1971. - С.48-52.

5. Бандман А.Л., Волкова Н.В., Грехова Т.Д. Вредные химические вещества: справочное пособие. Л.: Химия, 1989. - 592 с.

6. Банников А. Г., Рустамов А. К., Вакулин А. А. Охрана природы. М.: Агропромиздат, 1987. - 187 с.

7. Белов С. В; Охрана окружающей среды. М.: Высшая школа, 1991. -195 с.п.Бертокс И4., Радд Д. Стратегия защиты окружающей среды»от загрязнений.- М:: Мир, 1980. 167 с:

8. Бессонова В.П. Влияние избытка-тяжелых металлов?на цитокининовую1 активность и интенсивностыфотосинтеза чины душистой Lathyrus oloratus. Днепропетровск: Изд-во ДГУ, 1990. - 26,с.

9. Бессонова В.П. Влияние тяжелых металлов, на фотосинтетический. аппарат Lathyrus oloratus. Днепропетровск: Изд-во ДГУ, 1990. - 20 с.

10. Бигалиев А.Б., Краусс Э.В. Цитогенетический мониторинг населения из экологически неблагоприятных районов. //Цитология и генетика. 1992. Т. 26. № 1.С. 64-66.

11. Бингам Ф.Т., Коста М., Эйхенбергер Э. и др.; Некоторые вопросы токсичности ионов металлов. / Ред. X. Зигель, А. Зигель. Пер.с англ: G.JI. Давыдовой. М.: Мир, 1993. - 366 с.

12. Биологическая роль микроэлементов и их применения-в сельском хозяйстве и медицине: тезисы докладов XI Всесоюзной конференции. Самарканд: Сам ГУ, 1990. Т.П. 325 с.

13. Блохин Е.В. Экология почв Оренбургской области. Екатеринбург: Изд-во УрО РАН, 1997.-228 с.

14. Болынаков В.А. Экологическое прогнозирование.- М.: Знание, 1983. С.28-45.

15. Болыпаков В.А., Краснова Н.М., Борисочкина Т.И. и др. Аэротехногенное загрязнение почвенного покрова тяжелыми металлами: источники, масштабы, рекультивация. М., 1993. С. 34-35.

16. Босток К., Самнер Э: Хромосома эукариотической клетки. М., 1981. -598 с.

17. Бочков Н.П., Чеботарев А.Н. Наследственность человека' и, мутагены внешней среды. М.: Медицина, 1989. - 268 с.

18. Бродский В.Я., Урываева И.В: Клеточная полиплоидия. Пролиферация и дифференцировка. М.: Наука, 1981. С. 23-41.

19. Булычев А.Г. Сегрегационная функция клетки.- Л.: Наука, 1991. — 112 с.

20. Бычковская И.Б. Проблема отдаленной радиационной гибели клеток. -М.: Энергоатомиздат, 1986. 160 с.

21. Бычковская И.Б., Степанов Р.П., Кирик О.В. Некоторые новые аспекты проблемы радиочувствительности малообновляющихся тканей. // Медицинская радиология и радиационная безопасность. 2003. Т.48, №6. С.5-17.

22. Бычковская И.Б., Степанов PXL, Федорцева Р.Ф. Необычайная трансформация клеточных популяций после слабых радиационных и некоторых других воздействий. //Цитология. 2002. Т. 44, №1. С.69-83.

23. Васильев А.Г. Быстрые эпигенетические перестройки популяций как один из вероятных механизмов глобального биоценотического кризиса. Электронный ресурс. http://www.biosphere21 century.ru/users/show/l34.

24. Васильев А.Г. Феногенетическая изменчивость и популяционная меро-номия. // Журнал общей биологии. 2009. Т. 70. № 3. С. 195-209.

25. Васильев А.Г. Эпигенетическая изменчивость: неметрические пороговые признаки, фены и их композиции. // Фенетика природных популяций. М.: Наука, 1988. С. 158-169.

26. Васильев А.Г. Эпигенетические основы фенетики: на пути к популяци-онной мерономии. Екатеринбург: Академкнига, 2005. — 640 с.

27. Васильєв А.Г., Большаков В.Н. Взгляд на эволюционную экологию вчера и сегодня. // Экология: 1994. № 3. С. 4-15.

28. Васильев А.Г., Большаков В.Н., Малафеев Ю.М., Валяева Е.А. Эволю-ционно-экологические' процессы в популяциях ондатры при акклиматизации в условиях севера. // Экология. 1999. № 6. С. 435-443.

29. Васильев А.Г., Васильева И.А. Феногенетический мониторинг импакт-ных популяций' растений и животных в условиях антропогенного пресса. // Научные ведомости Белгородского государственного университета. Естественные науки. 2009. № 3 (58). Вып. 8. С. 5-12.

30. Васильев А.Г., Васильева И. А., Большаков В.Н. Эволюционно-экологический анализ устойчивости популяционной структуры вида, -Екатеринбург, 2000. 132 с.

31. Васильева И.А., Васильев А.Г., Любашевский Н.М. и др. Феногенетический анализ популяций малой лесной мыши (Apodemus uralensis Pall.) в зоне влияния Восточно-Уральского радиоактивного следа. // Экология. 2003. № 6. С. 325-332.

32. Бахтин Ю.Б. Генетическая теория клеточных популяций. Л.: Наука, 1980. - 168 с.

33. Величко И.М. Цветение воды. Киев, 1968. - С. 217-222.

34. Виленчик М.М. Нестабильность ДНК и отдаленные последствия воздействия излучений.- М.: Энергоатомиздат, 1987. 192 с.

35. Власюк П.А. Микроэлементы в биосфере и их применение в сельском хозяйстве, медицине Сибири и Дальнего Востока. Улан-Уде, 1967. С. 45-55.

36. Водные экосистемы Урала; их охрана- и- рациональное использование: Информационные материалы. Свердловск, 1989. С. 18-19.

37. Воронцов А. И., Харитонова Н. 3. Охрана природы. М:: Высшая школа, 1997. - 408 с.

38. Вронский В. А. Прикладная экология. Ростов-на-Дону: Феникс, 1996. — 512 с.

39. Второв П. П., Второва В. Н. Эталоны природы. М.: Мысль, 1983. 203 с.

40. Гапонюк Э. И., Малахов С. Г. Комплексная система показателей* экологического мониторинга почв. Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах: материалы Всесоюзной научно-практической конференции». JL: Гидрометеоиздат, 1985. С. 70-78.

41. Гарипова Р.Ф. Анализ эффектов последействия в фитотестах при микроэлементном загрязнении окружающей среды. // Известия ОГАУ. 2009. №2. С. 305-308.

42. Гарипова Р.Ф. Биотестирование в экологическом мониторинге с использованием эпигенетической оценки. Методические рекомендации. — Оренбург: Изд.центр ОГАУ, 2011. 28 с.

43. Гарипова Р.Ф. Биотестирование техногенных загрязнителей биоресурсов. / Наука и технологии. Секция 5. Новые технологии: сборник трудов XXVII Российской научно-практической школы. Екатеринбург: УрО-РАН, 2007. - С. 21-23.

44. Гарипова Р.Ф. Биотестирование техногенных загрязнителей окружающей среды: Брошюра: Оренбург: ИПК ОГУ, 2002. 31 с.

45. Гарипова Р.Ф. Влияние предприятий газоперерабатывающей промышленности на; состояние агроландшафтов. // Земледелие: 2006. №5. С. 10-1 Iе.

46. Гарипова Р.Ф; Влияниехточной< воды Оренбургского ГНК и ее компонентов? на частоту соматических мутаций и рекомбинаций у дрозофилы: материалы региональной конференции ученых и специалистов: Оренбург: ИПК 01У, 1995. - С. 26-28.

47. Гарипова Р.Ф. Изменение уровня- обменных процессов дрожжей-сахаромицетов дикого типа под влиянием гамма-излучения: материалы научно-практической конференции ученых и специалистов. С-Петербург, 2002. - С. 23-25.

48. Гарипова Р.Ф. Индикация малых доз мутагенов на дрожжевых культурах. // Естественные и технические науки. 2004. №4. С. 77-83.

49. Гарипова Р.Ф. Исследование эффекта слабых доз гамма-излучения на гаплоидной форме дрожжей-сахаромицетов: материалы ХЫ научно-технической конференции Челябинского ГАУ. Ч.З. Челябинск: Изд-во ЧГАУ, 2002. - С. 45-46.

50. Гарипова Р.Ф. Калиев А.Ж. Биотестирование водных вытяжек почв, подвергшихся воздействию выбросов Оренбургского газохимического комплекса. // Вестник ОГУ. 2004. №4. С. 90-92.

51. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Динамика микроэлементного состава почв и растений, подверженных воздействию4 сбросных вод газоперерабатывающей промышленности. // Вестник ОГУ. 2004. №10. С. 110-112.

52. Гарипова Р.Ф. Калиев« А.Ж. Щитогенетический анализ* в мониторинге почв при техногенном загрязнении микроэлементами. // Вестник ОГУ. 2009. № 5. С. 94-97.

53. Гарипова Р.Ф. Кривые нормального распределения и 1>критерий Стью-дента при оценке адаптированности растений к почвенным условиям. //Плодородие. Приложение. 2007. №3 (36). С. 19-21.

54. Гарипова Р.Ф. Метод биотестирования вод, почв, подверженных техногенному загрязнению. // Проблемы региональной» экологии. 2009. №5. С. 112-116.

55. Гарипова Р.Ф. Мутагенность стоков Оренбургского ГХК и растворов солей тяжелых металлов в тестах на дрозофиле. // Известия ОГАУ. 2009. №4. С. 201-203.

56. Гарипова Р.Ф. Мутагенность сточных вод Оренбургского газоперерабатывающего комплекса в краткосрочных тестах: материалы региональной конференции ученых и специалистов. 4.2. Оренбург: Изд-во ОГАУ, 1997.-С. 17-18.

57. Гарипова Р.Ф. Мутагенность сточных вод Оренбургского ГПК. / Повышение устойчивости биоресурсов на адаптивно-ландшафтной основе: материалы Международной научно-практической конференции. -Оренбург: Изд.Центр ОГАУ, 2003. С. 267-270.

58. Гарипова Р.Ф. Нестохастическая наследуемая клеточная летальность-в. практике биотестирования техногенных загрязнителей как индукторов эффектов последействия: // Генетика. 2007. №3. С. 337-342.

59. Гарипова Р:Ф: Новые технологии биотестирования? вод, почв, биологически активных веществ на дрожжевых культурах- и в фитотестах. // Проблемы региональной экологии. 2008. № 3". С. 101-106.

60. Гарипова Р.Ф. Перспективы использования растительных объектов в биотестировании факторов окружающей среды: материалы региональной конференции ученых и специалистов. Оренбург: ИПК ОГУ, 2002. -С. 30-31.

61. Гарипова Р.Ф. Принципы эколого-генетического тестирования^ особенности действия слабых доз мутагенов и перспективы использования их фенотипических эффектов-при комплексной-оценке опасности загрязняющих веществ. // Известия ОГАУ. 2007. №3-. С. 45-47.

62. Гарипова Р.Ф. Пробит-анализ в токсикологической оценке сточных вод газоперерабатывающей промышленности, используемых для получения-, растениеводческой продукции. // Вестник- ОГУ. 2007. № 75. С. 74-76.

63. Гарипова Р.Ф. Прогнозирование микроэлементного загрязнения территории с использованием методов^татистического анализа и биотестирования. // Известия ОГАУ. 2010. №3. С. 213-216.

64. Гарипова Р.Ф. Радиобиологическая оценка обменных процессов штаммов дрожжей-гаплоидов, интродуцированных из дикой популяции: материалы региональной конференции ученых и специалистов. Оренбург: ИПК ОГУ, 2003. - С. 24-26.

65. Гарипова Р.Ф. Реакция, микробиальных и растительных систем на загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами. // Известия ОГАУ. 2009. №3. С. 192-195.

66. Гарипова Р.Ф., Бигалиев А.Б., Калиев А.Ж. Оценка общетоксического действия и генотоксичности выбросов газоперерабатывающего комплексав эксперименте. // Известия Национальной Академии Наук Республики Казахстан. Серия биологическая. 1995. № 3. С. 8-12.

67. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Действие сточных вод и солей никеля, меди, цинка на рост и развитие проростков, пшеницы: Информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 4-95; - 4 с.

68. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Действие сточных вод Оренбургского ГПК на живые организмы: Информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 279-93. - 3 с.

69. Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Способ-оценки эффекта малых доз мутагена среды: Информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. Оренбург: ОЦНТИ, № 280-93. — 3 с.

70. Дубинин Н:Ш, Пашин Ю.В: Индикация*мутагенов в окружающей!среде: / Экологическое: прогнозирование: сборник научных трудов: М.: Наука, 1979. С. 132-253.

71. Дуган A.M., Соколовский>В -В; Генетическая активность некоторых металлов. / Индукция генных и хромосомных мутаций: сборник научныхсудові Рязанского медицинского института. М.: Институт общей и коммунальной гигиены, 1993; Т. 80. С. 38-40.

72. Елаховская і Н.П. Никелевая токсикация в экспериментах на лабораторных животных.//Гигиена и-санитария. 1978. №12. С.64-671

73. Ш.Жаров А.В., Иванов; И.В. Вскрытие и патолого-анатомическая диагностика болезней сельскохозяйственных животных. Мі: Колос, 1982. - 272 с.

74. Жерихин В .В. Избранные труды по палеоэкологии и- филоценогенетике.- Ml: Товарищество научных изданий КМК, 2003.- 542 с.

75. Иванов" Ю.И:, Погорелюк О.Н. Обработка результатов медико-биологических исследований. М.: Медицина, 1990. - 224с.

76. Ильин В.Б. О нормировании тяжелых металлов-в почвах. // Почвоведение. 1986. №9. С.90-98.

77. Иоаниди И.П., Калиев А.Ж., Степанова М.И. и др. Рекомендации-по использованию сточных вод газоперерабатывающей промышленности для орошения дождеванием кормовых культур в условиях Южного Урала. -Оренбург, 1986.-31с.

78. Использование сточных вод предприятий пищевой промышленности для орошения: Пособие к ВСИ 33-2.2.02-86. / Оросительные системы.с использованием сточных вод: нормы проектирования. М., 1988. - 26 с.

79. Ицкова А.И. Никель и его соединения. — М., 1984. 40 с.

80. Калиев А.Ж. Мелиоративное состояние полей орошения Оренбургского газоперерабатывающего комплекса. / Вопросы экологии в интенсивнойсистеме земледелия Поволжья: материалы Межрегиональной конференции. Саратов, 1990. С. 62-63.

81. Калиев А.Ж. Последствия использования сточных вод газоперерабатывающих предприятий для орошения. / Хозяйственно-питьевая и сточные воды. Проблемы очистки и использования: сборник научных трудов. -Пенза, 1996. С. 48-50;

82. Калиев А.Ж. Утилизация сточных вод на земледельческих полях орошения: Информационные материалы Оренбургского ЦНТИ. 1991. № 6. 3 с.

83. Калиев А.Ж. Экологическая оценка влияния выбросов газохимического комплекса на природную среду. Оренбург: ИПК ГОУ ОГУ, 2009. - 270 с.

84. Калиев-А.Ж., Бигалиев А.Б., Гарипова Р.Ф. Влияние атмосферных выбросов газоперерабатывающего комплекса на почву и растения. //Известия Национальной Академии Наук Республики Казахстан. Серия биологическая. 1995. №3. С. 20-24.

85. Калиев А.Ж., Бигалиев А.Б., Гарипова Р.Ф. Солевой режим южных черноземов при длительном орошении сточными водами газоперерабатывающей промышленности. //Вестник Национальной Академии Наук Республики Казахстан. 1995. № 3. С. 4-8.

86. Калиев А.Ж., Гарипова Р.Ф. Оценка наземных и водных экосистем в условиях техногенного загрязнения: материалы научно-технической конференции, посвященной 100-летию И.А. Кузника. Саратов, 1998. — С. 20-21.

87. Калиев А.Ж., Ибрагимов Ф.Ф., Гарипова Р.Ф. Использование охранной зоны Оренбургского газоперерабатывающего комплекса для производствакормов: Информационные материалы Оренбургского центра научно-технической информации. — Оренбург: ОЦНТИ, №78-93. 3 с.

88. Каллис К. А. Изменение последовательностей и стресс. // Мобильность генома растений. — М.: Агропромиздат, 19901 С. 165-175.

89. Кан C.B., Абдразаков М.М., Солдатов С.П. Оценка генотоксических эффектов образцов промышленных и бытовых стоков в тесте Эймса и в тесте на цитотоксичность в культуре мышиных клеток L. // Биологические науки. 1987. № 5. С. 81-85.

90. Канякин А.Б., Грибовская И.Ф. Эмиссионный спектральный анализ объектов биосферы. М.: Химия, 1979. С. 3-21.

91. Каплунова Е.В., Большаков В.А. Оценка уровня загрязненности почв по содержанию подвижных форм меди, цинка, марганца. // Химия в сельском хозяйстве. 1987. №2. С.59-61.

92. Кирюшин В. И. Экологические основы земледелия. М.: Колос, 1996. -125 с.

93. Ковалева H.A., Мишин С.И., Щербаков В.А. и др. Использование сточных вод для орошения древесно-кустарниковых насаждений. / Хозяйственно-питьевая и сточные воды. Проблемы очистки и использования: сборник научных трудов. Пенза, 1996. - С. 55-56.

94. Кольцов А. в. Сельскохозяйственная^ экология. Ижевск: Изд-во Удмуртского университета, 1995. - 275 с.

95. Куликов Н.В., Молчанова И.В. Континентальная радиоэкология. М., 1975. С. 67-78.

96. Куценко А. М., Писаренко В. Н. Охрана окружающей среды в сельском хозяйстве. Киев: Урожай, 1991. - 200 с.

97. Лазарев Н.В. Общие основы промышленной токсикологии. Л., 1938. . С. 14-15.

98. Лаптев И. П. Теоретические основы охраны природы. Томск: Изд-во Томского ГУ, 1975. - 278 с.

99. Ласкорин Б: Н. Безотходные технологии в промышленности. М.: Стройиздат, 1986. - 160 с.

100. Левина Э.Н. Общая токсикология металлов. Л. 1972. - С. 46.-51.

101. Левитин М.М. Генетические механизмы изменчивости фитопатогенных грибов. / Изменчивость фитопатогенных микроорганизмов: сборник научных трудов. М.: Колос, 1983. С. 37- 48.

102. Левитин М.М. Генетические основы изменчивости фитопатогенных грибов. Л.: Агропромиздат, 1986. - 208 с.

103. Левитин М.М., Михайлова Л.А. Проблемы изменчивости фитопатоген-ных грибов. / Генетика и благосостояние человечества: сборник научных трудов. М.: Наука, 1981. С. 56-67.

104. Ш.Леонов В.П. Обработка- экспериментальных данных. Новосибирск: Изд-во Томск. ГУ, 1990. - 376 с.

105. Лоприенко H.A. Мутагены окружающей среды и быстрая сравнительная оценка мутагенности. / Молекулярные основы генетических процессов: сборник научных трудов. М., 1981. С. 127-138.

106. Макарова С.И. Некоторые закономерности действия нитровоалкилмо-чевины. / Супермутагены: сборник научных трудов. М.: Наука, 1966. - С. 116-121.

107. Макшанцев С.С. Научные основы гигиенической оценки и управление рисками здоровью населения в газохимического комплекса: автореферат диссертации на соискание ученой степени д.м.н. / ОГМА. Оренбург, 2008.-41 с.

108. Матвеев П.Н. Гигиенические основы развития земледельческих полей орошения. М.: Медицина, 1976. С. 12-22.

109. Методические указания по оценке степени опасности загрязнения почвы химическими веществами. / М;: Минздрав, 1987. 25 с.

110. Микроэлементозы человека: этиология, классификация, органопатоло-гия: Монография. /А,П. Авцын, A.A. Жаворонков, М.А. Риш, JI.C. Строч-кова. М.: Медицина, 1991.- 496 с.

111. Милащенко Н.З., Посмитная Т. Б., Варюшкина Н.М., Вьюков A.A. Структура и основные задачи агроэкологического мониторинга; // Вестник-сельскохозяйственной науки; 1990. №3. С.30-37.

112. Митрофанов Ю.А., Олимпиенко Г.С. Индуцированный мутагенный процесс эукариот (механизмы мутагенеза). М.: Наука; 1980,- 262 с.

113. Можейко A.M. Некоторые вопросы использования сточных вод на орошение. / Сельскохозяйственное использование сточных вод: Материалы VI Международного совещания ученых соц. стран по использованию сточных вод в сельском хозяйстве. М:, 1972. С. 110-115.

114. Москалев Ю.И. Отдаленные последствия ионизирующих излучений- -М:: Медицина, 1991. 464 с.

115. Музыченко JI.A., Юсупов Р;М. Эколого-экономическая эффективность, орошения сточными водами. / Хозяйственно-питьевая и сточные воды. Проблемы очистки и использования: сборник научных трудов. Пенза, 1996. С. 77-78.

116. Нахшина Е.П. Микроэлементы в водохранилищах Днепра. Киев, 1983. - С. 3-7.

117. Нейман М.М. Канцерогенные факторы в окружающей среде. / Экологическое прогнозирование: сборник научных трудов. М.: Наука, 1979. - С. 158-162.

118. Никоненко Е.М. Эколого-токсикологические аспекты загрязнения морской воды. Л., 1985. Т.5. - С.90-94.

119. Новиков В.М., Додолина. В.Т. Подготовка вод для орошения. Сельскохозяйственное использование сточных вод: сборник научных трудов. М., 1974". - С. 79-82.

120. Нормативы качества воды водных объектов рыбохозяйственного значения. Приказ Росрыболовства от 18.01.2010 №20. // Российская,газета, от 05.03.2010 г.

121. Обухов А.И., Ефремова Л.Л. Охрана и рекультивация почв, загрязненных тяжелыми металлами: Сборник трудов 2-й Всесоюзной конференции «Тяжелые металлы в окружающей среде и охрана природы», М., 1988. 4.1. С. 23-36.

122. Павленко В.В. Токсикогенетические исследования предприятий целлюлозно-бумажной промышленности. / Рациональное использование природных ресурсов и охрана окружающей среды: сборник научных трудов. JL, 1982. С. 75-79.

123. Паузер Е.Б. Возрастные особенности поступления цинка в растения: Материалы научной1 конференции ученых и специалистов Одесского университета.- Одесса: Изд.Одесского ун-та, 1987. С. 134-141.

124. Паушева-З.П. Практикум по цитологии растений. М.: Колос, 1988. -120 с.

125. Пестряковí В.К. Шевелев Я.З. Земледельческие поля орошения. -Д.: Лениздат, 1981. С. 22-31.

126. Плесцов В. М. Продуктивность агроценозов в условиях загрязнения тяжёлыми металлами. // Химизация сельского хозяйства. 1991. №5. С. 10-15.

127. Пономарёва И. Н. Общая экология. Л., 1995. - 162 с.

128. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в воде водных объектов,хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования: Информационное издание. ГН 2.1.5.1315-03. -М., 2004.i

129. Раппопорт И.А. Действие генетически активных веществ на фенотип и чистота генетического состояния. / Химический мутагенез в повышении продуктивности сельскохозяйственных растений: сборник научных трудов -М.: Наука, 1984. С. 85-97.

130. Расницын А.П. Процесс эволюции и методология систематики. // Труды Русского энтомологического общества. 2002. Т. 73. 108 с.

131. Расницын А.П. Темпы эволюции и эволюционная теория (гипотеза адаптивного компромисса). // Эволюция и биоценотические кризисы: сборник научных трудов. / Под ред. Татаринова Л.П. М.: Наука, 1987. С. 46-63.

132. Ревич Б.А. Металлы. Гигиенические аспекты оценки и оздоровления окружающей среды. Л., 1983. С. 73-80.гзо.Рейли К. Металлические загрязнения пищевых продуктов. М.: Агро-промиздат, 1985. - 183 с.

133. Риш М.А. Геохимическая экология» животных и проблемы генетики: Биологическая роль микроэлементов: сборник научных трудов. М., 1983. -С. 17-28.

134. Рубанович А. В. Статистика в цитогенетике. Электронный ресурс. // Институт общей генетики им. Н.И. Вавилова РАН. http://www.vigg.ru.

135. Руководство по ведению мониторинга земель в горнодобывающих районах России. Государственный Комитет Российской Федерации по земельным ресурсам и землеустройству. М.: Госком РФ по земельным ресурсам, 1997. - 79 с.

136. Руководство по краткосрочным тестам для выявления мутагенных и канцерогенных химических веществ: Программы ООН по окружающей среде. М.: Медицина, 1989. С. 3 -12.

137. Саноцкий И.В., Сальникова Л.С. Эмбриотропное действие химических факторов среды. / Экологическое прогнозирование: сборник научных трудов. М.: Наука, 1979. - С. 236-253.

138. Сапиенца К. Геномный импринтинг. // В мире науки. 1990. №12. С. 14-20.

139. Севастьянов О. М. , Захарова Е. Е. Геоэкологические условия эксплуатации Оренбургского газохимического комплекса. М.: ИРЦ, Газпром, 1995. - 50 с.

140. Семенов B.C., Сытин В.З. Использование сточных вод г. Михайловка Волгоградской области для орошения лесных насаждений. / Хозяйственно-питьевая и сточные воды. Проблемы очистки и использования: сборник научных трудов. Пенза, 1996. - С. 101- 102.

141. Сергиенко JIM., Семенов Б.С. Бобылева Л.А. Орошение черноземных почв минерализованными сточными водами. / Влияние орошения сточными водами и навозными стоками на плодородие почв: сборник научных трудов. М.: ВНИИГ и М., 1987. С. 64-72.

142. Сетко Н.П., Скрипко И.В. Влияние факторов газохимического производства на состояние детей, родившихся от матерей работниц ОГПЗ и проживающих в районе его размещения. //Вестник ОГУ. 2005. № 12. С. 31-35.

143. Сидоренко Г.И., Ицкова А.И. Никель. Гигиенические аспекты охраны окружающей среды. М.: Медицина, 1980; - С. 32-34.

144. Слепян Э.И. Тератогенные факторы среды. / Экологическое прогнозирование: сборник научных трудов. М.: Наука, 1979. С. 186-187.

145. Слозина Н.М., Неронова Е.Г. Генетические последствия чрезвычайных ситуаций. // Медико-биологические и социально-психологические проблемы безопасности в чрезвычайных ситуациях. 2007. № 1. С. 25-31.

146. Слозина, Н.М. Хромосомные нарушения в ооцитах крыс после стрессового воздействия в преовуляторном периоде. //Цитология и генетика. 1990. №3. С.37-40.

147. Степанова, М. Д. Влияние тяжёлых металлов на растения: Монография. /М. Д. Степанова, В. Б. Ильин. М.: Колос, 1982. - 153 с.

148. Степановских А. С. Экология. Курган: ГИПП «Зауралье», 2000. - 704 с.

149. Строчкова Л.С. Никель и его антагонисты в экспериментах на лабораторных грызунах. // Успехи современной биологии. 1987. Т.103. Вып.1. С. 142-155.

150. Тарасенко Н.Д. Экспериментальная наследственная изменчивость у растений. Новосибирск: Наука, 1980. - 200 с.

151. Турзин П.С., Ушаков И.Б. Реалии и перспективы экологической и экстремальной медицины. // Медико-биологические и социально-психологические проблемы безопасности в чрезвычайных ситуациях. 2007. № 1.С. 12-18.

152. Уоллворк К. Нарушенные земли.- М.: Прогресс, 1979. 269 с.

153. Фельдман М.Б., Нахшина Е.П. Санитарная гидробиология и водная токсикология. Киев, 1968. Т.2. С. 190-196.

154. Физиология растительных организмов и роль металлов: Сборник научных трудов. /Под ред. Н.М. Чернавской. М.: Изд-во МГУ, 1989. - 156 с.

155. Фонштейн JI.M., Калинина JI.M. и др. Тест-система оценки загрязнителей среды на Salmonella typhimurium. М.: ВИНИТИ, 1977. - С. 52.

156. Хвесик М.А. Система контроля за качеством природных вод на территориях, орошаемых сточными водами. //Гигиена и санитария. 1987. № 8. С. 65-66.

157. Холлидей Р. Эпигенетическая наследственность. // В мире науки. 1989. №8. С. 30-38.

158. Цинберг М.Б, Гигиенические аспекты микробиологии и биотехнологии очистки промышленных сточных вод при добыче и переработке высокосернистого углеводородного сырья Прикаспия: автореферат диссертации на соиск. уч.ст. д.м. н. Оренбург, 1993. - С 10-11.

159. Черепанова Н.П. Морфология и размножение грибов. Л.: ЛГУ, 1981. -120 с.

160. Чеснокова С. М., Чугай Н. В. Биологические методы оценки качества объектов окружающей среды. Ч. 2.: Методы биотестирования.- Владимир: Изд-во Владимир, гос. ун-та, 2008. 91 с.

161. Чураев Р. Н. Прикладные аспекты концепции эпигенов. // Журнал общей биологии. 1982. Т. 43. №1. С. 79-87.

162. Чураев Р. Н. Элементы неканонической теории наследственности. -Уфа, 1992. 54 с.

163. Чураев Р.Н. Об одной неканоническкой теории наследственности. //Совр. концепции эволюц. генетики. Новосибирск, 2000. С.22-—32.

164. Шевченко В.В., Гриних Л.И. Химерность у растений. М.: Наука, 1981. -212 с.

165. Шишкин М.А. Индивидуальное развитие и уроки эволюционизма. //Онтогенез. 2006. Т. 37. № 3. С. 179-198.

166. Шишкин М.А. Эволюция как эпигенетический процесс. // Современная палеонтология. Т.2. 4.7. Общие закономерности эволюции органического мира. М.: Недра, 1988. - С. 142-168.

167. Школьник М.Я. Физиологические причины тератологических изменений у растений. / Современные проблемы микроэлементов в биогеохимии, сельском хозяйстве и медицине: сборник трудов. М., 1980. - С.45-46.

168. Шмальгаузен И. И. Пути и закономерности эволюционного процесса — М., 1983.-360 с.

169. Эволюция генома. /Под ред. Г. Доувера, Р. Флейвелла. М.: Мир, 1986. - 368 с.

170. Эйгес Н.С. Мутагенный эффект этиленимнна при воздействии на сухие семена озимой пшеницы: Материалы московской, конференции ученых-биологов. М.: МГУ, 1962. - С. 267.

171. Эльбекьян К. С. Экологическая И' экспериментальная характеристика токсичности тяжелых металлов и оценка возможного антитоксического механизма: автореферат диссертации на соискание ученой степени,д. б. н.Саратов, 2008. 35 с.

172. Юрова А.В. Структурно-функциональная оценка влияния никеля на организм-животных и культуру клеток: автореферат диссертации на соискание ученой степени к. б. н. М.,1989.- 19 с.

173. Яблоков А.В., Остроумов С.А. Уровни охраны живой природы. М.: Наука, 1985. - 175 с.

174. Adler J.-D. Male germ cell cytogenetics. //Jn: Hsu I.C., ed Cytogenetic assays/ of-environmental mutagens. New Yorh, Allanheld Osmun & Co. 1982. P. 249-276.

175. Adler J.-D. Cytogenetic tests in mammals. In Venitt, s & Parry, JiM., ed. Mutagenicity testing: a practical approach. Oxford. JRL Press. 1985. P. 275-306.

176. Adriano D:C. Trace elements in the terrestrial environment. N.-I. Etc. 1986. 533p.

177. Aggett P.J. Physiology and metabolism of essential trace elements: An outline. // Clin. Endocrinol Metab. 1985. Vol. 14, № 3. P. 513-543.

178. Albanese R., Iopham J.C. et al. Mammalian germ cell cytogenetics. //Jn: Dean B.J., ed. UKEMs Sub-Commitee on Guidelines for Mutagenicity Nesting. Part 11. Supplementary Test, Swansea, United Kingdom Environmetal Mutagen Society. 1984.

179. Ames B.N., Durten W.E. et al. Carcinogens are mutagens a simple lest system combining liven homogenates for activation and bacteria for detection. Proc. Natl Acad. Sci (USA). 1973. Vol. 70. P. 2281-2285.

180. Ames B:N., McCann J;E. & Yamasaly E. Methods for, detecting cazs~-î<=in0geiis and mutagens with the Salmonella /mammalian microsome mutagenc^^.0ity test. //Mutat. Res; 1975. Vol.31. Pi 347-364: . '285;BàçKmamrH^ l?83iVoii'29i№':.3-.!P — ^ 95-2651

181. Badura:E.,.Mrozowska Ji, Kajzerek B; Proba adaptacji wybranychL =^s.zczepow bakteriiglebowych do wzrastajacych stezen miedzi oraz cynku.// Pr. USJi Katowicach-Actabiol; 1984; '15: P! 96-101".',

182. Berry J.P:, Poupon M.F., et al. Role of lysosomes in gallium concoirztr^ration by mammalian tissues; // Biol; Cell. 1984- Vol. 5 V. P. 43-52.

183. Bird A. Perceptions of epigenetics. //Nature.,2007. Vol. 447. P; 39^z> —398;

184. Biggart N.W., Costa M. Assessment .of the uptake and mutagenicrtz3^- of nickel chloride in Samonella tester strains //Mutat. Res. Mutat Res.„Lett. HL '5^86. Vol. 175., № 4. P. 209-215.

185. Blake G., Gagnaire-Michard J., Kirassian B; //Rev.irancaise des- s «^iencts de i eau. 1984. Vol.98. №3.P.241-248.

186. Boller R., Schmid W. Chemical mutagenesisin marnais. The bon<^ xnan-ow of the' Chinese hamster as in vivo test system. // Haematologische B&c^ÎLaxide nach Behandlung mit Trenimon Hamangenetik, 1970.Bd. ll.S. 35-54. .

187. Bradlëy M.O., Francis M.C. et al. Mutagenesis by chemical a^^^xat in V79 Chinese hamster, cells: areview and analysis, of the literature: a of the Gene-Tox Program // Mutat.Res., 1981. Vol; IT. P. 35-54.

188. Bremen J.G.,. Preston R.J. Cytogenic analysis of mamalian -«oocytes in mutagenicity stydies.// Jn: HSU T. C., ed: Cytogenic assays ofmutagens. New Jork. Allanheld Osmun & Co. 1982. P: 277-287.

189. Brown P;H., Welch R.M., Cary E.E. Nickel: a micronutrient ^^ssential for higher plants.//Plant Physiol. 1987. Vol. 85, № 3. P. 801-803.

190. Burton K.W., Morgan E., Roig A. Interactive effects cadmium^ topper and nickel on the growth of sinka spruce and studies of metal uptake £L -om nutrient solutions//NewPhytol. 1986: Vol. 103, № 3. p. 549-557.

191. Cairns J., Overbaugh J., Miller S. The-origin of mutation // Nature. 1988. Vol. 335. P. 142-145.

192. Chakrabarty A.M. Synthetic environmental pollutants, and molecular evolution of new degradative functions in bacteria. // Trans. Bose Res. Jnst. 1983. Vol. 46. №3. P. 115-126.

193. Chandler V.L., Eggleston W.B., Dorweiler J.E. Paramutation in maize.// Plant Molecular Biology. 2000. Vol. 43. P. 121-145.

194. Chesters J.K. Metabolism and biochemistry of zinc. //Current topies in nutri-ton and disease. New York, 1982. P.221-238.

195. Christie N.J., Costa M. //Biol. Trace Element Res. 1983. Vol*. 5. №1. P. 55-71.

196. Cleaver J.E., Thomas G.H. Measunement of unscheduled synthesis by autoradiography. //Jn: Friedberg E.G., Hanawalt P.C. ed. DNA repair: a laboratory mameal of research procedures. New York. Basel. Marcel. Dekker. 1981. P. 277-287.

197. Clive D., Mccuen R. Et al. Report of the Gene-Tox program on L 5178 Y. //Mutat. Res. 1983. Vol. 115. P. 225-251.

198. Codina juan C., Cazorla Francisco M., P~lerez-Garc~lia Alejandro, de Vicente Antonio Heavy metal toxicity and genotoxicity in water and sewage determined by microbiological methods. //Environ. Toxicol, and Chem. 2000. Vol. 19, №6. P.1552-1558.

199. Cullis C.A. The generation of somatic and heritable variation in response to stress //Amer. Natur. 1987. Vol.130. PI 62-73.

200. Cuthill S. Cellular epigenetics and the origin of cancer. // BioEssays. 1994. - Vol. 16. - №6. - P. 393-394.

201. Curran G.L.//J.Biol.Chem. 1954.Vol.210.№2. P/765-770.

202. Dallinger R., Prosi F. Heary metal in terrestrial isopod porcellio scaber La-treille. 2. Subcellular fractionation of metal accumulatimg lysosomes //Cell biol. Toxicol. 1988. Vol.4. P. 97-109.

203. Demnerova K., Kas J., Vana V., Rach P. Interaction of metal salts of phosphatide acids with selected microorganisms //Acta Univ.card. Med. 1987. Vol.32, № l.P.2.

204. De Raat W.K., Hanstulit A.O., Dekreuk J.F. The role of mutagenicity testig in the ecotoxicologecal evaluation of industrial discharges into the aguatic envi-ronmetn //Food and Chem. Toxicol. 1985. Vol.23, № 3. P.33-41.

205. Ehling U.H., Machemer L., Buselmaer W. Et al. Standard protocol for the dominant lethal test on male mice //Arch Toxicol. 1978. Vol.39. P. 173-185.

206. Evans H.J. Cytological methods for detecting chemical mutagens: principles and methods for their detection. New York. London. Plenum Press. 1976. Vol.4. P.1-29.

207. Eyble V., Suj Kara G.//Acta Biol. Med.German.1966.Bd 16. S.61-64.

208. Fahrig R. The mammalian spot test with mice //Arch. Toxicol. 1977. Vol:38. P.87-98.

209. Falls J.G., Pulford D.J., Wyhe A.A., Jirtle R.L. Genomic imprinting: implications for.human disease //Am. J: Pathol. 1999. Vol. 154. P. 635-647.

210. Fink G.R., Lowenstein R. Simplified1 method' for testing mutagens in Sac-charomyces //J.Bacteriol. 1971. Vol.100: E.l 126-1127.

211. Foulkes B.C., Blank S.//Toxicoll 1984. Vol:33. №3,4 P. 245-249:

212. Gachter R., Lum-Shue-Cyau R., Cyan Y.K. //Hydrjbiology. 1973. Vol.35. №2. P.252-261.

213. Galle P. Mechanism of the renal elimination of two group III A elements: aluminium and indium //C.r.Acad. Sci. D. 1981. Vol.292. P.91-96.

214. Genoroso W.M. Chemical induction of dominant lethals in female mice //Cenetics. 1969. Vol.61. Vol.61. P.461-470.

215. Giri A.R., Singh O.P., Sanyal R. Et al. //Cytologia. Vol.49. № 26. P.659-665.

216. Goldfischer., Moskal J. Elektron'probe microanalysis of liver in Wilson's disease. Simultanious assay for copper and for lead deposited by phosphatase activity in lysososomes. //Amer.J. Pathol. 1966. Vol.48. P.305-311.

217. Graf U., Wurgler F.E. et al. Somatic mutation and recombunation test in Drosophila melanogaster //Environ Mutagenes. 1984. Vol. 6, № 2. P.153-188.

218. Grant W.F. Chromosome aberration assays in Allium: a neport of the US En-veronmental Protection Agency Gene-Tox Programm //Mutat.Res. 1982. Vol.99. P.273-291.

219. Gruenwedel D.W, DiahamB.//Mol. Pharmacol. Vol. 22, №1. P.121-126.

220. Hara T., Shibuyc T., Katon M., Matsuda Y. The causes of Drosophila wing spots induced by alkylating agents //Mutat. Res. Environ. Mutatgenes and Related Subj. 1987. Vol. 182, № 6. P. 358.

221. Heddle J. A rapid in vivo test for chromosomal damage //Mutat. Res. Vol: 18. P. 187-190.

222. Heck J.D., Costa M. //Biol. Trace Element Res. 1982. Vol. 4. №3. P. 319330', ' . •■:•■■.

223. Holliday R. The inheritance of epigenetic defects. // Science; 1987. — Vol. 238.-P. 163-170.

224. Holliday R. Mechanisms for the control of gene activity during development //Biol. Rev. 1990. - Vol. 65. -P. 431-470.

225. Hopke P.K., Plewa M.J., Stapleton P. Reduction of mutagenicity of municipal waste waters by land treatment //Sci Total Environ. 1987. Vol.66. P. 193202/

226. Jensen P., Aoalstensson S. Effects of copper on active and passive Rb+ influx in rootsofwinter wheat //Physion. Plant. 1989. Vol.75, № 2. P. 195-200.

227. Jorgensen R. The germinal * inheritance of epigenetic information in plants // Phil. Trans. R. Soc. bond. B. 1993. - Vol. 339. -P. 173-181.

228. Jshidate M., Odashima S. Chromosome tests with 134 compounds in Chinese hamster cells in vitro: a screenigh test for chemical carcinogens //Mutat. Res. 1977. Vol.48. P.337-354.

229. Jshidate M. Application of chromosomal aberration tests in vitro to the primary screening for chemicals mith carcinogenic and / or genetic hazards //Jn:

230. Proceedings of a Sumposium held at Montpelier, France (Exceppta Medica). 1981. P.58-59.

231. Kennedy C.D., Gonsalves F.A.N. The action of divalent zinc, cadmium, mercury, copper and lead on the trans-root potential and H+ efflux of excised roots //J.Exp.Bot. 1987. Vol.38. № 190. P. 800-817.

232. Krotz R.M., Ewangeljn B.R., Wagner G.J. Relationshigs between cadmium, zinc, Cd-peptide, and organic acid in tobaco sucpennsion cells //Plant Physiol. 1989. Vol.91, № 2. P.780-787.

233. Kuntze H., Pluguet E., Stark T.N., Coppola S. Current techniques for the evaluation of metal problems due to sludge //Process. And Use Sewage Sluge. Proc. 3. Jnt. Symp. Brighton, Sept.27-30, 1983. Dordrecht e.a. 1984. P.396-402.

234. Latt S.A., Allen J., Rogers W.E., Juergens L.A. Jn vitro and-in vivo analysis of sister-chromatid exchange formation //Jn: Kilbey B.J. ed. Hadbook of mutagen testing. Amsterdam. Oxford. New York. Elsevier Science Publichers. 1977. P.275-291.

235. Leonard A., Gerber G., Leonard F. Mutagenecity, carcinogenicity and teratogenicity of zinc //Mutat. Res. Rew. Genet. Foxicol. 1986. Vol. 168, № 3. P.343-353.

236. Levin D.E., Hollstein M. Et al. A new Salmonella tester strain (Ta 102) with A.T. base pairs at the site of mutation detects oxidative mutagens //Proc. Natl. Acad. Sci (USA). 1982. V. 79. P.7445-7449.

237. Lindsley D.L., Grell E.H. Genetic variations of Drosophila melanogaster. Washington DC. Carnegie Jnsti tute of Washington. 1968. 472 p.

238. L. Szakman Gy. Investigations of the trace element geochemical interaction? between soil and vegetation: concentration of manganese, zinc, copper and lead in the soil and in Dactylis glomerata//Stud. bothung. 1986; Vol.19. P.53-61.

239. Ma T.H. Tradescantia cytogenetic tests (noot-tip mitotis, pollen mitosis, pollen mother-cele meiosis): a reportof the US enveronmental protection Agency Gene-Tox Program //Mutat. Pres. 1982. Vol.99. P. 293-302.

240. Ma T.H. cytogenetic test for environmental mutagens: a report of the US Vicia Environmental Protection Agency Gene-Tox program //Mutat. Res. 1982. Vol.99. P. 257-271.

241. Malling H.V. Dumethylnitrosamine: formation of mutagenic compounds by interaction with liver microsomes //Mutat. Res. 1971. Vol.13. P.425-429. mouse

242. Maron D;, Katzenellenbogen J;, Ames B.N. Gompanability of organic solvents with the Salmonella / Microsome test//Mutat. Res. 1981. Vol.88. P.343-350.

243. Maron C., Ames B.N. Revised methods for the Salmonella mutagenitity test //Jn: Kilbey B.J. et al. ed. Handbook of mutagenicity test procedures. Amsterdam. Oxford; New York. Elesevier science Publishers. 1984. P.93-141.

244. Martin G.N., Mcdermid A.C., Garner R.C. Testing of known carcinogens and non-carinogens for their ability to induce unscheduled DNA Synthesis in HeLa Cells//Gancer. Res. 1978. Vol.38. P.2621-2627.

245. Mccann J.E.,Yamasaki E.,. Ames B.M. Detection of carcinogens as mutagens in the Salinonella/microsome test: assay of 300 chemicals //Proc. Natt. Acad. Sci (USA). 1975. Vol.72. P.5135-5139.

246. Mellor D.P. Maley L. //Nature. 1948. Vol.l61.P.437.

247. Moore T., Haig D. Genomic imprinting in mammalian1 development: aparental tug-of-war I I Trends Genet. 1991. Vol. 7. P. 45-49.

248. Morita H., Noda K., Umeda M. Mutagenicities of nickel and cobalt compounds in a mammalian cell line //Mutat. Res. 1985. Vol.147, № 5. P; 226.

249. Mount'D.J*.//Internat. J. Cur. and Water Pollut. 1966. Vol.10. №1. P.49-56.

250. Narbonne J.T., Gallis J.L.//Bull. Environ. Gont. Toficol. 1979. Vol.23. №3. P.338-343.369.*Nielsen F.H. The ultratrace elements //Trace Minerals in Foods/Ed.K.T.Smith. New York: Marcel Dekker, 1988. P.357-428.

251. Nishizono H., Kubota K., Suzuki S., Jshii T. Accumulation of heavy metals in cell walls of Polygonum cuspidatum roots from metalliferous habitats //Plant and cell Physiol. 1989. Vol. 30, № 4. P.595-598.

252. Parry J.M., Zimmermann F.K. The detection of monosomic colomes produced by mitotic non-dis junction in the yeast Saccharomyces . cerevisiae //Mutat. Res. 1976. Vol.36. P.49-66.

253. Pawlowska Teresa E., Charvat Iris Heavy-metal stress and developmental patterns of arbuscular mycorrhizal fungi //Appl. and Environ. Microbiol. -2004.Vol.70, №11. P: 6643-6649.

254. Perry P.E. Chemical mutagens and sisterchromatid exchange //Jn: de Sernes F.J., Hollaender A. Ed. Chemical mutagens: principles and methods for their detection. New York. London. Plenum Press. 1980. Vol.6. P. 1-39.

255. Perry P.E., Thomson E.J. Sister-chromatid exchange methodology //Jn: Kil-bey B.J. et al. ed. Handbook of mutagenicity test procedures. Amsterdam. Oxford. New York. Elsevier Science Publishers. 1984. P.495.

256. Petronis A. Human morbid genetics revisited: relevance of epigenetics// Trends Genet 2001. Vol. 17. P. 142-146.

257. Plewa M7J/ Specific-locus mutation assags in Zea mays: a neport of the US Environmehtal Protection Agency gene-Tox Program //Mutat. Res. Vol.99. P.317-377.

258. P0II R.R., Sachdeva M., Maurey K.M., Oliver G. Evidence for both prely-sosomal and lysosomal intermediates in endocytic pathways //J.cell Biol. 1984. Vol.98. P. 108-128.

259. Preston.RJ., Bender M.A. et al. Mamalian in vivo and in vitro cytogenetic assays: a repornt of the US EPA's Gene-Tox Program //Mutat. Res. 1981. Vol.98. P.108-128.

260. Riordan J.R., Richards V. Human fetal liver contains both zinc-and copper-rich forms of metallothionein //J.biol.Chem. 1980. Vol.255. P.5380-5383.

261. Roesijadi G.//Marine Environ.Res.l980-1981.Vol.4.P.167-179.

262. Ruano A. Barcelo J., Poschenrieder Ch. Zinc toxicityinduced variation of mineral element composition in hudroponically growh buch bean plants //J.Plant Nutz. 1987. Vol.10, № 4. P.373-384.

263. San R.H., Stich H.F. DNA rapair sunthesis of cultured human cells as a rapid bioassay for chemical carcinogens //Jnt. J.Cancer. 1975. Vol.16. P.284-291. 386.Schrieber D.R.,Gordon A.S.,Millero F.J.//Can. J. Microbiol.1985. Vol. 31. №1. P. 83-87.

264. Schairer L.A., Van't. Hof J., Hayes G. et al. Exploratory monitoring of air pollutants for mutagenic activity with the Tradescantia stammen hair system Environ//Health Perspect. 1978. Vol.27. P.51-66.

265. Shailubhai K. Treatment of petoleum industry oil sludge in soil //Trends Bio-technol. 1986. Vol.4, № 8. P. 202-206.

266. Sideris E.G. Mutagenesis in relation to metal element interaction with-DNA in V 79 cells //Mutat. Res. Environ. Mutatgenes. And Related Subj. 1989. Vol.216, № 15. P.301-302.

267. Sugimura T., Kondo S., Takebe H. (Eds) Environmental mutagens and carcinogens. New York: Alan R. Liss. 1982. 600 p.

268. Sunderman F.W., Carcinogenesis effects, of metals. //Fed. Proc. 1978. Vol. 37. P. 40-46.

269. Thaler D. The evolution of genetic intelligence. // Science. 1994. - Vol. 264.-P. 224-225.

270. Thompson E.D., Mc Dermott J.A. Genotoxicity of zinc in 4 shopt-term mutagenicity assays. //Mutat. Res. Genet. Toxicol. Test. 1989. Vol.223, № 3. P.267-272.

271. Underwood E.G. Trace elements in human and animal nutrition,//4rd Ed. New York. Acad. Press. 1977, 402 p.

272. Van't Hof J., Schairer L.A. Tradescantia assay systems for gaseous mutagens: a report of the US Environmental Protection Agency Gene-Tox Program //Mutat. Res. 1982. Vol.99. P.303-315.

273. Veer B. Effects of Ni on ogrowth, yield level of chlorophyll and hill activity of chloroplast isolated from Phaseolus aureus ev. T-44 //Geobios (Jndia). 1987. Vol. 14, №5. P. 208-217.

274. Vig B.K. Soybean (Glycine max (L) merrill) as a short-term assay for study of environmental mutagens: a report of the US Environmental protection Agency Gene-Tox Program. //Mutat. Res. 1982. Vol.99. P.339-347.

275. Wacker W. E., Vallee B.L.//J.Biochem. 1959. Vol. 234.№>2.P.3257-3259.

276. Waters R., Ashby., Barrett R.H. et al. Unscheduled DNA synthesis. //Jn: Dean B J. ed. UKEMS Sub-Commitee for Guidelines on Mutagenicity Testing. Part II. Supplementary Test. Swansea. United Kindgom Environmehtal Mutagen Society. 1984.

277. Webb M. Toxicological significance'of metallothionen. //Expeientia. 1987. Suppl. 52. P. 109-134.

278. Wolff S. Sister-chromatid exchange. New York. John Wiley and Sons. 1982.

279. Wong P.K. Mutagenicity of heavy metals. //Bull. Environ. Contam. And Toxicol. 1988. Vol.40, № 4. P.597-603.

280. Wormster U., Calp D. Metallothionein induction by cadmium and zinc in rat secretory organs. //Experientia. 1988. Vol.44. P.754-755. 6.

281. Wu C., Moms J.R. Transvection and other homology effects. //Curr. Opin. Gen. Dev. 1999. Vol. 9. P. 281-291.

282. Yoon Seon Joo, Koh Young Ho, Floyd Robert A., Park Jeen-Woo. Copper, zinc superoxide dismutase enhances DNA damage and mutagenicity induced by cysteine/iron. //Mutat. Res. Fundam. and Mol. Mech. Mutagen. 2000. Vol. 448, №1. P. 97-104.

Информация о работе

Гарипова, Розалия Фановна
доктора биологических наук
Оренбург, 2011
ВАК 03.02.08

Диссертация

Биотестирование и экоанализ в мониторинге территорий, подверженных микроэлементному загрязнению - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы