Оценка и минимизация влияния низких доз техногенного радиационно-химического воздействия на млекопитающих

Семенов, Владимир Всеволодович

Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему
Оценка и минимизация влияния низких доз техногенного радиационно-химического воздействия на млекопитающих
ВАК РФ 03.00.16, Экология

Автореферат диссертации по теме "Оценка и минимизация влияния низких доз техногенного радиационно-химического воздействия на млекопитающих"

На правах рукописи

СЕМЕНОВ Владимир Всеволодович

ОЦЕНКА И МИНИМИЗАЦИЯ ВЛИЯНИЯ НИЗКИХ ДОЗ ТЕХНОГЕННОГО РАДИАЦИОННО-ХИМИЧЕСКОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА МЛЕКОПИТАЮЩИХ

Специальность 03.00.16. - Экология

АВТОРЕФЕРАТ

диссертации на соискание ученой степени кандидата технических наук

Санкт-Петербург - 2003

Работа выполнена в Центральном научно-исследовательском рентгено-радиолошческом институте ЦНИРРИ МЗ РФ и в Государственном образовательном учреждении высшего профессионального образования в Санкт-Петербургском Государственном Технологическом Институте (Техническом Университете)

Научный руководитель: доктор биологических наук, профессор Иванов Сергей Дмитриевич

Научный консультант: доктор химических наук,

профессор Гинак Анатолий Иосифович

Официальные оппоненты - доктор технических наук, профессор Бегак Олег Юрьевич

кандидат технических наук Власов Валерий Александрович

Ведущая организация - Институт Токсикологии МЗ РФ

Защита состоится «ДЬ » уц^,^ 2003 г. в _час., ауд.61 на заседании

диссертационного совета Д 212.230.11 при Санкт-Петербургском государственном технологического институте (Технический университет).

Отзывы на автореферат в одном экземпляре, заверенные печатью, просим направлять по адресу: 190013, Санкт-Петербург, Московский пр. д.26, в Государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования Санкт-Петербургский государственный технологический институт (Технический университет), Ученый Совет.

С диссертацией можно ознакомиться в фундаментальной библиотеке института.

Автореферат разослан « К » ш> 2003 г.

Ученый секретарь

Диссертационного Совета Д212.230Л 1 (лЯЖ^й Е.М. Озерова

аооЗ-А

I ^¿^¿Актуальность. Работы по изучению загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами и радиацией, а также их комбинированных повреждающих воздействий на человека, как в России, так и за рубежом были связаны, в основном, с исследованием проблем профессиональной вредности, когда величины доз превышают ПДК. В тоже время комбинированные непрофессиональные воздействия металлов-экотоксикантов и радиации на человека и животных в дозах, близких к предельно допустимым, практически не изучены. Такие величины воздействий обычно не вызывают беспокойства служб соответствующего контроля состояния окружающей среды (в частности, СЭС, МЧС, радиационной безопасности), но в повседневной жизни значительная часть населения, особенно в больших городах, подвергается комбинированным радиационно-химическим воздействиям в низких дозах. В частности, по данным многолетних исследований в ряде регионов земного шара, в том числе и Санкт-Петербурге, жители испытывают воздействие техногенных источников ионизирующих излучений, применяемых в медицинских целях (ежегодное флюорографическое обследование, рентгенодиагностика при заболеваниях отдельных органов, лучевая терапия). Кроме того, в некоторых зонах Санкт-Петербурга (Московском, Красносельском, Пушкинском, Гатчинском и др. районах) оказывают воздействие на население природные источники радиации к которым следует отнести радон и его дочерние продукты распада в воздухе помещений. В этих районах близко к поверхности земли подходят диктионемовые сланцы с повышенным содержанием природного урана, что приводит к 10-100 кратным превышениям уровня радиации выше фонового. Наряду с этим, через Санкт-Петербург проходит санкционированный транзит радиационных грузов. По результатам радиационного контроля на каждые 8 тыс. тонн радиационного груза отмечается один случай радиоактивного загрязнения. По имеющимся данным, уровень облучения жителей Санкт - Петербурга от основных источников ионизирующего излучения в 2-3 раза выше среднероссийского [Жуков Б.В. и др., 2003]. Вместе с тем, в Петербург^^5Щ^^й^я»ация

БИБЛИОТЕКА |

оа

ртути в верхнем горизонте городских почв в 13 раз выше регионального фонового уровня. В городе происходит до 250 случаев в год аварийных разливов металлической ртути и, как правило, на территориях участков, где была выполнена демеркуризация, остается повышенное значение концентраций паров ртути, но ниже ПДК. Часто по неосторожности в помещениях оказываются разбитыми градусники и лампы дневного света, содержащие ртуть. Результаты обработки более 3000 анализов мочи, крови, волос показали, что вероятные масштабы ртутной интоксикации населения Санкт-Петербурга весьма высоки: около 1 млн. человек нуждаются в специализированном медицинском обследовании, а около 200 тыс. человек - в лечении и реабилитации [Погарев С.Е. и др., 1997]. В Петербурге среднее содержание свинца в почвах и природной воде в 8 раз выше регионального фонового уровня. В районах оживленных автомагистралей Санкт-Петербурга весовое содержание свинца в воздухе может превышать ПДК в 100 и более раз [Жуков Б.В. и др., 2003]. Установлена корреляционная зависимость между соотношением уровня свинца в бензине, интенсивностью движения транспорта и концентрацией свинца в крови [Davis et al., 1999]. К дальнейшему росту содержания свинца в крови у городского населения приводят ежегодное увеличение в Санкт-Петербурге количества автотранспорта работающего на этилированном бензине, и свинцовые выбросы промышленных предприятий в виде различных соединений в атмосферу и водные объекты.

представляется целесообразным разработка более чувствительных аналитических методов и отечественных приборов, которые должны осуществлять не единичный, а серийный анализ биологического материала. Однако, неизвестно, в каких случаях такой подход окажется информативным, т.к. на ведущее место в определении риска неблагоприятных последствий таких низкодозовых воздействий выходит эффект сочетания действующих факторов. Поэтому при оценке комбинированного радиационно-химического воздействия в малых дозах наряду с инструментальным определением содержания токсикантов в организме, представляется актуальным проводить также параллельный сравнительный биомониторинг показателей крови.

Работы проводились в рамках межинститутского плана НИР Института токсикологии МЗ РФ и ЦНИРРИ МЗ РФ № 024/072/001 по теме «Разработка научных основ медицинского обеспечения химической безопасности населения России»

Цель настоящего исследования состоит в установлении закономерностей пострадиационных изменений содержания металлов-экотоксикантов и показателей биотестирования после радиационно-химических воздействий в малых дозах на организмы экспериментальных животных.

Основные задачи работы.

1. Для повышения предела определения растворенных форм ртути в жидких средах усовершенствовать конструкцию газооптической схемы анализатора ЭГРА-01. Разработать .методику определения массовой концентрации ртути в жидких средах с использованием модернизированного анализатора ЭГРА -01.

2. Установить закономерности пострадиационных изменений содержания ртути и свинца в крови и почках экспериментальных животных, после однократного у-облучения в малых дозах при пролонгированном введении низких доз металлов-экотоксикантов с питьевой водой.

3. Определить изменения показателей биотестирования на основании измерения параметров содержания и структуры ДНК лейкоцитов крови, оценки

поведенческой активности крыс и отдаленных последствий после радиационно-химических воздействий в низких дозах на экспериментальных животных.

4. Оценить эффекты питьевых минеральных вод на показатели мониторинга содержания металлов и биотестирования при низких дозах радиационно-химических воздействий в эксперименте.

Научная новизна работы заключается в том, что впервые показана селективная аккумуляция металлов-экотоксикантов в организме животных после действия малых доз у-радиации. Впервые на организме млекопитающих продемонстрировано, что показатели биотестирования, измененные в относительно ранние сроки после радиационно-химических воздействий в малых дозах, позволяют лучше прогнозировать отдаленные эффекты подведенного повреждения организма животного, чем показатели инструментального определения содержания металлов. Впервые установлено, что питьевые минеральные воды могут быть эффективными средствами предотвращения аккумуляции ртути в организме млекопитающих при радиационно-рТутных воздействиях в малых дозах.

Научно-практическая значимость работы определяется результатами исследований, которые имеют основополагающее значение для оценки реакций организмов животных и человека в области малых доз радиационно-химических воздействий. Установлена практическая эффективность низкоминерализованных питьевых минеральных вод, как средства профилактики неблагоприятных последствий при радиационно-ртутных воздействиях в малых дозах. Для выполнения работы было проведено усовершенствование прибора ЭГРА-01, который прошел государственные испытания на подтверждение типа в 2003 г. и зарегистрирован в Государственном реестре средств измерений РФ под № 16407-03. Разработаны «Методические рекомендации по определению содержаний ртути в объектах окружающей среды и бйологических материалах с использованием ЭГРА-01» МР 04.09.01 и «Методика выполнения измерений для ЭГРА-01 по определению массовой концентрации ртути в пробах воды»

МВИ 04-02-02, которые проходят опытную апробацию в ряде учебных и научных организаций.

Апробация работы. Результаты исследования были доложены на 4-й международной конференции «Радиационная безопасность: Экология -Атомная энергия», Санкт-ТТетербург, 2001, 7-й международной конференции «Ионы металлов в биологии и медицине», Санкт-Петербург, 2002 и научной конференции «Современные технологии в биологии и медицине», Санкт-Петербург, 2003.

Объем и структура работы. Диссертация состоит из введения, 4 глав и заключения; содержит 160 страницы, включая 11 таблиц, 9 рисунков. Список литературы содержит 274 источника.

Публикации. По материалам диссертации опубликовано 6 работ.

Содержание работы

В первой главе «Аналитический обзор» анализируется комбинированное воздействия малых доз радиации и низких концентраций тяжелых металлов на живые организмы. Критически рассматриваются работы отечественных и зарубежных исследователей по данной тематике.

Во второй главе «Объекты и методики исследований» дается описание методик инструментальных измерений и биотестирования. Исследования проводилась в питомнике ЦНИРРИ МЗ РФ. Объектом для исследований являлась кровь и почки крыс, а также использовавшиеся животными корм и вода. В крови определяли биохимические параметры, подсчитывали количество лейкоцитов и лейкоцитарную формулу. Работа была выполнена на 240 крысах, которые получали с питьевой водой Ь^ИО^ или РЬСЬ в концентрациях, близких к допустимым 0,7 мкг/л или 2,0 мг/л в расчете на металл, соответственно, в течение 3 недель до и 1 месяца после однократного общего у-облучения в дозах 25 и 50 сГр на установке «ИГУР-1» ('"Сб, мощность дозы = 44 сГр/мин). Дозиметрию осуществляли с помощью дозиметра «Роботрон М 2300» или с применением стандартных термолюминесцентных таблеток. При исследованиях массовой концентрации общей ртути в крови, почках и воде

проводились параллельные измерения с использованием усовершенствованного атомно-абсорбционного анализатора ЭГРА-01 («Геологоразведка», Санкт-Петербург) по разработанным методикам «МР 04.09.01», «МВИ 04-02-02» и ртутного анализатора РА-915+ («Люмекс», Санкт-Петербург) по методикам «М 03-02-2000», «М 03-05-2000», «М 03-07-2000». При измерении содержания свинца в пробах крови, почках и воде применяли методику «МР 96/215» потенциометрического инверсионного анализа с использованием ион-сканирующей системы «ISS- 820» («Radiometer», Дания). В биотестирование входило:

1) Определение ранних (24 часа после облучения) гематологических реакций и генотоксических эффектов и результатов пострадиационного восстановления (30 суток после облучения) на основании изменения показателей содержания ДНК лейкоцитов крови - индекса ДНК (ИД) и двухпараметрового показателя структуры ДНК нуклеоидов у животных [Иванов С.Д. и др., 1999]. Измерения показателей проводили на спекторофлуориметре «Model 850» (фирмы "Hitachi", Япония);

2) Изучение изменения естественной поведенческой активности подопытных крыс осуществляли на основании измерения времени поиска пищи в лабиринте в сравнении с контрольными особями;

3) Оценка отдаленных последствий, которая заключалась в определении показателя средней продолжительности жизни подопытных крыс по сравнению с контрольными.

Были изучены результаты влияния минеральной воды на биомониторинг ртути и биотестирование при малых дозах радиационно-ртутных воздействий.

Статистическая обработка экспериментальных данных проводилась по критерию Стьюдента [Плохинский H.A., 1970]. Достоверными принимали различия при уровне значимости более 95% (Р<0,05), что при последующем изложении материала обозначено значками «*». В случае малых выборок полученные результаты обрабатывали с помощью непараметрического критерия Вилкоксона-Манна-Уитни [Гублер Е.В., и др. 1971].

В третьей главе представлен анализ результатов инструментального мониторинга тяжелых металлов и биотестирования при радиационно-химических воздействий в малых дозах.

В разделе 3.1.1 представлено описание усовершенствованной конструкции экологического газортутного анализатора ЭГРА-01. Главной отличительной особенностью газооптической схемы анализатора ЭГРА-01, по сравнению с двухлучевыми анализаторами, является отсутствие кюветы сравнения, вместо которой используется делитель светового потока. В анализаторе второго поколения ЭГРА-01 компенсация неселективного поглощения осуществляется системой автобалансировки за счет дополнительного смещения сигнала в измерительном канале. Эта оптическая схема обладает большей стабильностью и позволяет облегчить прибор и сделать его более компактным. Впервые были разработаны и установлены в оптической схеме анализатора специальные кварцевые фильтры, с целью выделения оптимальной области ультрафиолетового излучения при поглощении света, который поступает на измерительный канал и специальные линзы для уменьшения расходимости пучка света и увеличения концентрации энергии светового потока от излучателя до фотоприемника. Разработаны методические рекомендации и методика определения массовой концентрации ртути в водных растворах и биоматериале с использованием анализатора ЭГРА-01. В результате предел обнаружения ртути в водных растворах на анализаторах данного типа повышен в 5 раз - с 0,05 до 0,01 мкг/дм3 и расширен нижний предел диапазона измерений ртути в водных растворах в 5 раз с 0.5 до 0.1 мкг/дм3. Это сделало возможным определять содержание экотоксиканта в 0,1 мл сыворотки крови прижизненно у мелких лабораторных животных. Таким образом была решена техническая задача - повышен предел обнаружения экотоксиканта на отечественном приборе данного типа с точностью, не уступающей некоторым зарубежным и отечественным аналогам (см. табл. 1).

Таблица 1 - Сравнение технических характеристик модернизированного

анализатора ЭГРА-01(М) с другими однотипными ртутными анализаторами

Технические характеристики Анализатор АГП01 Анализатор Юлия -2М Анализатор ЭГРА-01 Анализатор ЭГРА-01 (М)

Нижний предел измерения массовой концентрации ртути в водных растворах, мкг/дьг 0.5 1.5 0.5 0.1

Предел обнаружения (чувствительность метода) ртути в водных растворах, мкг/даг 0.05 0.5 0.05 0.01

В разделе 3.1.2 проанализированы результаты инструментального определения массовой концентрации ртути в крови и почках крыс. Результаты измерения концентрации ртути в крови самцов крыс после предварительного хронического введении токсиканта в концентрации 0,7 мкг/дм3 с питьевой водой в течение 1 месяца и через 24 часа или 2 недели после облучения в дозе 25 сГр не выявили достоверных изменений содержания токсического металла в крови и почках у животных экспериментальных групп как при изолированном, так и при сочетанном действии повреждающих факторов по отношению к интактному контролю (2,90+0,30) мкг/дм3. Результаты определения содержания ртути в крови и почках крыс через 30 суток после облучения представлены в таблице 2. После облучения без введения ртути в крови не было обнаружено значительных изменений концентрации токсиканта по сравнению с контролем. В то же время определение содержания ртути в почках крыс показало достоверное увеличение её концентрации в группах крыс, подвергшихся радиационно-ртутному воздействию при разных дозах облучения (примерно в одинаковой степени - на 20% по сравнению с соответствующими контролями). В группах животных, которые получали ртуть без облучения, такого возрастания содержания ртути не наблюдалось.

Таблица 2- Изменения содержания ртути в крови (мкг/дм3) и почках (мкг/кг)

самцов крыс через 30 суток после облучения

Материал Группы животных

Ингактный контроль Облучение в дозе 25 сГр Облучение в дозе 50сГр Введение ртути Введение ртути + облучение в дозе 25 сГр Введение ртути + облучение в дозе 50 сГр

Кровь 2,80+0,21 3,30+0,24 2,87+0,32 2,80+0,58 3,20+0,40 3,67+0,27

Почки 21,00+0,58 20,00+0,84 21,33+1,45 23,00+1,16 24,00+0,95* 25,67+0,33*

Таким образом, малые дозы облучения потенцировали аккумуляцию ртути в почках независимо от величины применённого радиационного воздействия.

В разделе 3.1.3 проанализированы результаты биотестирования ранних эффектов и восстановления. Хроническое введение соли ртути в допустимых концентрациях не приводило к достоверным ' изменениям концентрации гемоглобина, числа эритроцитов, общих лейкоцитов и нейтрофилов в крови экспериментальный крыс по сравнению с животными интактного контроля. Более информативным оказался показатель, основанный на определении величины индекса ДНК (ИД) лейкоцитов крови. В наших экспериментах Пролонгированное введение соли ртути не приводило к снижению величины содержания ДНК в расчете на 1 лейкоцит крови - ИД по сравнению с контролем, также как и изолированное облучение в дозе 25 сГр, но величина ИД достоверно (р<0,05) снижалась через 24 часа после облучения крыс в дозе 50 сГр (рис.1). Однако, при сочетанном воздействие ртути и радиации снижения содержания ДНК лейкоцитов крови в ранние сроки после облучения отмечено не было.

Рисунок 1 - Изменении индекса ДНК лейкоцитов крови крыс при хроническом введении соли ртути через 24 ч и 30 суток после облучения.

По оси абсцисс - группы животных: 1 -интактный контроль; 2 - облучение в дозе 23 сГр; 3 - облучение в дозе 50 сГр; 4 - введение ртути; 5 -введение ртути + облучение в дозе 23 сГр; 6 -введение ртути + облучение в дозе 30 сГр. По оси ординат - величины индекса ДНК (в % к контролю). Знаком "*" или "**" помечены величины, достоверно (р<0,05 или р<0,01) отличаюпдаесл от соответствующих контрольных значений.

Данные, зарегистрированные через 24 часа после облучения, могли свидетельствовать о снижении степени деградации ДНК лейкоцитов в ранние сроки после радиационно-ртутных воздействий в дозе 50 сГр, так как в этом случае (в противоположность облученному контролю) уменьшения величины

г .

ИД не наблюдалось. Возможно, это было обусловлено инактивацией ртутью

некоторых ферментов, обеспечивающих метаболизм, репарацию и временный

24ч»е» Эф суток

140

123 4 9 8 123 4в(

распад ДНК. Через 30 суток после облучения было зарегистрировано достоверное снижение (р<0,01) величины ИД лейкоцитов крови крыс лишь после сочетанного ртутно-радиационного воздействия в дозе 25 сГр по сравнению с животными в группе интактного контроля (рис.1). Изменения показателей биотестирования в ранние сроки или в конце периода пострадиационного восстановления не коррелировали с данными инструментальных измерений содержания ртути в крови или почках через 30 суток после облучения (см. табл. 2)

Наблюдение за изменением естественной поведенческой активности животных после радиационно-ртутных воздействий в малых дозах показало, что через 3 месяца после облучения у крыс, подвергшихся воздействию ртути и облучения в дозе 25 сГр, наблюдалось более чем 2-кратное возрастание времени поиска пищи в лабиринте (до 155,5+18,4 сек; п = 20; р<0.01) по сравнению с животными контрольной группы (66,8+5,9 сек; п = 15). Это свидетельствовало о том, что после периода пострадиационного восстановления при малых дозах радиационно-ртутных воздействий у животных наблюдались существенные изменения естественной поведенческой активности даже после восстановления показателя стабильности генома в лейкоцитах.

В таблице 3 представлены данные наблюдения за динамикой гибели крыс, которые показали, что изолированное облучение в дозах 25 или 50 сГр, или введение соли ртути в допустимых концентрациях не приводило к значимым изменениям смертности животных по сравнению с аналогичными показателями в группе интактного контроля.

Таблица 3 - Изменение продолжительности жизни крыс после радиационно-

ртутных воздействий

Груша животных Число крыс Средняя продолжительность жизни (сутки)

Интмстный контроль 42 531+22

Облучение в дозе 25 сГр 34 540+25

Облучение в дозе 50 сГр 34 598+30

Введение ртути 18 512+37

Введение ртутя + облучение в дозе 25 сГр 19 456+30*

Введение ртути + облучение в дозе 50 сГр 20 483+27

Вместе с тем, после облучения в дозе 25 сГр наблюдалось ускорение гибели животных, которые получали соль ртути в питьевой воде, как по сравнению с интактным контролем, так и по сравнению с облученными крысами (сокращение средней продолжительности жизни примерно на 15%). В случае дозы облучения 50 сГр продолжительность жизни животных, получавших соль ртути, сокращалась только по сравнению с группой облученных крыс, не получавших токсиканта, но не относительно аналогичного параметра в группе интактного контроля. Изменения показателей продолжительности жизни после ртутно-радиационных воздействий коррелировали с вышеупомянутыми изменениями величин параметров ИД в конце периода пострадиационного восстановления (11=0,892, р<0,05), но не с данными, полученными при прямом определении содержания ртути в крови или почках крыс. Аутопсия показала, что гибель животных была обусловлена различными интеркуррентными заболеваниями, преимущественно пневмонией.

Таким образом, на основании проведенного нами исследования и у млекопитающих (также как ранее было установлено другими авторами для микроорганизмов, водорослей, дафний и рыб) более адекватным представляется прогнозирование отдаленных последствий действия низких доз экотоксикантов не на основании биомониторинга содержания этих токсикантов в тканях, а на основании результатов биологического тестирования. Следовательно, при сочетанных ртутно-радиационных воздействиях в малых дозах целесообразно осуществлять биотестирование некоторых, генетических параметров лейкоцитов крови, так как это может оказаться весьма важным для оценки риска неблагоприятных отдаленных последствий для данного организма человека или животного.

В разделе 3.2.1 проанализированы результаты инструментального определения концентрации свинца в пище, крови и почках крыс. Результаты инструментального определения содержания свинца в крови и почках крыс представлены в таблице 4. Из этих данных видно что при хроническом введении свинца с пищей подопытным крысам в объеме 2 мкг/л не было

выявлено увеличения концентраций свинца ни в крови, ни в почках через 30 суток в сравнении с животными в группе интактного контроля. Можно полагать, что это было обусловлено активацией репарационных процессов, заключающейся в инактивации других мишеней, в частности белков, обеспечивающих выведение свинца из организма.

Таблица 4 - Изменения содержания свинца в крови (мкг/дм3) и почках (мкг/г)

крыс через 30 суток после облучения

Материал Группы животных

Интакгный контроль Облучение в дозе 25 сГр Облучение в дозе 50сГр Введение свинца с питьевой водой Введение свинца + облучение в дозе 25 сГр Введение свинца + облучение в дозе 50 сГр

Кровь 230,0+16,0 147.7+28,4* 258,5+17,5 173,5+33,8 234,3+24,1# 150,0±22,7*#

Почки 1,16±0,03 1,06+0,04 1,37±0,06* 0,80+0,04* 0,88±0,04# 1,00+0,12#

Примечания: 1. Знаком * помечены величины, достоверно (р<0,05) отличающиеся от значений в группе интактного контроля; 2. Знаком # помечены величины, достоверно (р<0,05) отличающиеся от значений в группе облученных в той же дозе животных, но не получавших соль свинца с питьевой водой.

Повышение дозы облучения до 50 сГр приводило к снижению содержания свинца в крови, что, по-видимому, было связано с усилением репарации в лейкоцитах, но в почках содержание токсиканта сохранялось на том же уровне, скорее всего, из-за доминирующего здесь адаптационного эффекта.

В разделе 3.2.2 проанализированы результаты биотестирования ранних эффектов и восстановления. Среди экспрессных показателей гематологические критерии (число лейкоцитов и эритроцитов крови, концентрация гемоглобина) оказались недостаточно чувствительными для оценю» примененных повреждающих воздействий в низких дозах. Более высокую чувствительность к малым дозам радиационно-свинцовых воздействий продемонстрировали показатели, основанные на изменениях содержания и структуры ДНК лейкоцитов крови. В результате такой показатель, как ИД значительно снижался, по сравнению с < контролем, после комбинированных воздействий - на 43-42% (р<0,01), тогда как после изолированного у-об лучения - лишь на 24% (р<0,05 только для дозы 50 сГр) (рис.2). Через 1 месяц после облучения достоверных отличий этого показателя, по сравнению с контролем, выявлено не было.

В настоящей работе в ранние сроки после облучения в малых дозах были зарегистрированы нарушения структуры ДНК лейкоцитов крови, так как через 24 часа после изолированного у-облучения наблюдалось увеличение величины коэффициента относительной флюоресценции КОФ (рис.3), что соответствовало снижению степени суперспирализации ДНК по сравнению с интактным контролем, но дозовой зависимости изменения этого показателя не наблюдалось. При изолированном введении соли свинца не наблюдалось изменений структуры ДНК, однако сочетанное радиационно-свинцовое воздействие приводило к снижению степени суперспирализации ДНК по сравнению с контролем. При этом более значительное относительно контроля повышение показателя КОФ наблюдали в случае введения свинца и облучения в дозе 50 сГр (р<0.01), чем при радиационно-свинцовом воздействии в дозе 25 сГр (р<0.05), что могло свидетельствовать о более эффективной репарации ДНК (см.рис.З). Через 1 месяц после облучения достоверных изменений показателя КОФ по сравнению с контролем зарегистрировано не было.

Иидмс ДНК, Ч кконтролю __ „ _„, _

Рисунок 2-. Изменения индексе ДНК лейкоцитов

крови крыс при хроническом введение соли свинца

через 24 ч после облучении.

По оси абсцисс - номера груш Животных: 1 -

интактный контроль; 2 - облучение в дозе 25 сГр;

3 - облучение в дозе 50 сГр; 4 - введение РЬС12

(необлученный контроль); 5 - введение РЬС12 +

облучение в дозе 25 сГр; б - введение РЬС12 +

облучение в дозе 50 сГр;

по оси ординат - величины индекса ДНК в процентах по отношению к интактному контролю.

Знаком "*" или """помечены величины, достоверно (р<0,05 или р<0,01) отличающиеся от необлученного контроля.

Рисунок 3 - Изменения показателя структуры ДНК лейкоцитов крови при хроническом введение солей свинца через 24 ч после облучения. Обозначения на рисунке и по оси абсцисс те же, что и на рис.2; по оси ординат - значения величины КОФ (отн.ед.).

12 3

4 5 6

Принимая во внимание все вышеизложенное, пострадиационное снижение величины ИД можно интерпретировать как ранний генотоксический эффект, а более значительное его уменьшение после сочетанных воздействий, по сравнению с "чистым" облучением считать доказательством синергизма действия двух факторов в отношении деградации генетического материала лейкоцитов. Через 1 месяц после облучения генотоксического эффекта не было отмечено, что свидетельствует об обратимости генотоксического действия данных факторов в результате эффективной репарации. Достоверных * корреляционных взаимосвязей между ранними биохимическими изменениями и цитологическими показателями в конце периода пострадиационного восстановления выявлено не было.

Наблюдения изменений естественной поведенческой активности животных после радиационно-свинцовых воздействий через 1 месяц после облучения показали, что сокращения времени прохождения подопытными крысами лабиринта не было отмечено в сравнении с контрольными животными.

Регистрация динамики гибели крыс показала, что значимого сокращения продолжительности жизни после сочетанных радиационно-свинцовых воздействиях в малых дозах не наблюдалось.

Таким образом, введение свинца с питьевой водой в концентрации 2 мг/дм3 в течение 7 недель позволило установить, что облучение в дозе 50 сГр приводит к аккумуляции токсиканта в почках. В результате введения повышенных доз свинца наблюдались адаптивные реакции. Оценить биологический эффект малых доз радиационно-свинцовых воздействий на основании определения только содержания металла в крови можно лишь < ориентировочно, так как выявлена лишь тенденция, но не достоверная корреляция между изменениями измерявшихся показателей.

В четвертой главе представлены результаты влияния минеральных вод на цитотоксические эффекты малых доз радиационно-ртутных воздействий.

В разделе 4.1 проанализированы результаты влияния минеральной воды на биомониторинг ртути при малых дозах радиационно-ртутных воздействий. На основании полученных нами результатов определения экотоксикантов в крови и почках было решено произвести исследования по снижению токсических эффектов только при радиационно-ртутных воздействиях, которые заключались введение с пищей минеральных вод МВ-1 и МВ-2. Результаты определения концентрации ионов ртути в крови и почках крыс через 30 суток после облучения после облучения и введения МВ-1 представлено в таблице 5. После у-воздействия было выявлено повышение содержания токсиканта только в почках при комбинированных воздействиях и тенденцию его нормализации после введения самкам крыс МВ-1.

Таблица 5 - Содержание ртути в пробах крови (мкг/л) и почках (мкг/кг) самок крыс через 30 суток после облучения и введения МВ-1_

Анализируемый Группы животных

материал

Интактный Введение ртути Введение ртути + облучение + МВ-1

контроль + облучение

Кровь 2,80 + 0,20 3 ДО + 0,40 2,88+1,70

(п=10) (п = 4) (п = 6)

Почки 21,00 + 0,58 24,00 + 0,95* 21,16+12,49

(п=10) (п = 7) (п = 4)

Известно, что чем выше жесткость воды, тем меньше поглощение тяжелых металлов. В нашем эксперименте пользование Са -, М§-содержащей воды природного источника могло привести к подобному эффекту, так как контрольным животным вводилась водопроводная вода, которая в Санкт-Петербургском регионе является «мягкой», то есть обедненной солями кальция и магния. Можно полагать, что в случае применения воды, содержащей более высокие концентрации ионов кальция и магния, последние гораздо успешнее могут конкурировать с ионами токсических тяжелых металлов за места связывания в транспортных системах клеток и в активных центрах биогенных металлов-катализаторов, чем в случае действия этих макроэлементов с этими же экотоксикантами в таких же концентрациях в «мягкой воде». В результате тяжелые металлы окружающей среды в меньшей степени попадают в организм и в биологически активные соединения в случае более «жесткой» воды, по

сравнению с использованием тех же концентраций токсиканта в «мягкой» воде. В отличие от исследований, в которых проведен анализ сочетанного действия только химических агентов (металлов-токсикантов и противоионов) [Clemens et al., 1998], в нашей работе этот феномен показан при комбинированном -радиационно-химическом воздействии.

В разделе 4.2 проанализированы результаты влияния минеральной воды на показатели биотестирования малых доз радиационно-ртутных воздействий. В отношении гематологических показателей после сочетанных радиационно-ртутных воздействий в наших исследованиях следует отметить, что, в целом, радикальных изменений числа лейкоцитов и числа гранулоцитов крови крыс в процессе эксперимента не наблюдалось. Однако, через 30 суток после облучения и введения соли ртути повышалось число лимфоцитов в крови у самцов, получавших МВ-2, по сравнению с облученными животными, получавшими с водой соль ртути, а у самок крыс, получавших МВ-1, по сравнению с интактным контролем. Эти данные приведены в таблице 6.

Таблица 6 - Изменения содержания основных фракций лейкоцитов крови (х 109 кл/л) крыс через 30 суток после облучения__

Пол животных, (Ьпмтпм Группы животных

УРИЩН! лейкоцитов

Интактный Облучение Введение Введение ртути+

контроль ртути+облучение облучение + мин.вода

Самцы

Лимфоциты 10,7 + 0,4 10,3 + 0,5 7,7 + 0,6* 12,2 + 0,8#

(е-И) (п = 9) (а-15) (п = 15)

Гранулоциты 3,6 + 0,3 3,9 + 0,4 3,3 + 0,3 3,8 + 0,4

(я-11) (п = 9) (п = 15) (п=15)

Самки

Лимфоциты 10,9 +1,4 14,2+1,7 14,4+1.1 16,0+1,6*

(п=11) (п = 9) (п=16) (п=16)

Гранулоциты 2,5 + 0,2 2,9 + 0,2 3.2 ±0,3 2,8 + 03

(п= 10) (п = 9) (п=16) (п=16)

Примечания: 1. п - число животных в обследованной группе; 2. Знаком "*" помечены величины, достоверно (р < 0,05) отличающиеся от значений интактного контроля; 3. Знаком ЧГ помечена величина, достоверно (р < 0,05) отличающаяся от значений в группе с введение ртути и облучением.

Таким образом, введение минеральной воды способствовало компенсации

гематотоксического эффекта (снижения числа лимфоцитов на 28,0% по

сравнению с контролем) после радиационно-ртутного воздействия в малых

дозах у самцов крыс. Эти изменения являлись свидетельством эффективности 1 применения соответствующих минеральных вод при исследованных повреждающих воздействиях, причем они зависили от пола животных.

Облучение и введение ионов ртути приводило к нарушению показателей

стабильности генома белых клеток крови. Это выражалось в увеличении показателя ИД лейкоцитов в 3-й группе животных по сравнению с контролем Данные представлены в таблице 7.

Таблица 7 - Пострадиационные изменения содержания ДНК лейкоцитов крови в результате лечебного введения самцам крыс минеральной воды "МВ-2" в течение 30 суток после облучения__

Группа животных Условия введения воды животным Величина ИД (пг/кл)

1 Контроль (водопроводная вода) 8,9 ± 0,6, (п = 12)

2 Введение соли ртути 10,1 ±0,7, (п= 10)

3 Введение соли ртути + облучение в дозе 25 сГр 11,0 + 0,7*, (п = 9)

4 Введение соли ртути + облучение в дозе 25 сГр + МВ-2 9,3 + 0,8, (п = 10)

Примечания: 1. п - число животных в группе; 2. знаками "*" помечены величины, достоверно (р<0,05) отличающиеся от значений интактного контроля.

Введение МВ-2 приводило к нормализации величины ИД лейкоцитов

крови, т.е. к уменьшению генетической нестабильности, вызванной радиационно-ртутными воздействиями в низких дозах.

Определение динамики гибели самцов крыс в течение 18 месяцев пострадиационного периода показало, что у облученных животных с введением соли ртути и водопроводной воды показатель выживаемости составил 6,6+5,3% от исходного числа животных. При введение крысам МВ-1 значение этого показателя возрастало до 30,0+6,0%, а в случае введения МВ-2 - до 46,7+10,2%. Эти результаты согласуются с данными гематологических и биохимических исследований.

Таким образом, было установлено, что введение минеральных вод способствовало компенсации гематоксических эффектов после радиационно-ртутного воздействия в малых дозах. Эти это являлось свидетельством эффективности применения соответствующих минеральных вод при исследованных повреждающих воздействий, причем они зависели от пола животных.

выводы

1. В результате модернизации конструкции газооптической схемы анализатора экологического газортутного анализатора ЭГРА-01 предел обнаружения ртути в водных растворах на анализаторах данного типа повышен в 5 раз - с 0,05 до 0,01 мкг/дм3 и расширен нижний предел диапазона измерений ртути в водных растворах в 5 раз с 0.5 до 0.1 мкг/дм3. Это сделало возможным определять содержание экотоксиканта в 0,1 мл сыворотки крови прижизненно у мелких лабораторных животных, что ранее было невозможно сделать на других однотипных отечественных приборах. Разработаны и проходят опытную ' апробацию «Методические рекомендации по определению содержаний ртути в объектах окружающей среды и биологических материалах с использованием ; ЭГРА-01» МР 04.09.01 и «Методика выполнения измерений для ЭГРА-01 по определению массовой концентрации ртути в пробах воды» МВИ 04-02-02. Таким образом, решена техническая задача - повышен предел обнаружения экотоксиканта на отечественном анализаторе данного типа с точностью, не уступающей другим зарубежным и отечественным аналогам.

2. Установлено, что при хроническом введении с питьевой водой крысам солей ртути или свинца в низких концентрациях (0,7 мкг/л или 2,0 мг/л, соответственно) под действием общего однократного у-облучения в дозах 25 или 50 сГр увеличивается аккумуляция ртути в органе-мишени (почках) на 14,3 - 22,2 % по сравнению с контролем, но не в крови экспериментальных животных; значимой аккумуляции свинца после действия низких доз радиационно-свинцовых воздействий у подопытных животных отмечено не было.

3. В результате сочетанного действия хронического введения соли ртути в ( допустимой концентрации и у-облучения в дозе 25 сГр (но не 50 сГр) наблюдался генотоксический эффект - снижалось содержание ДНК в лейкоцитах крови крыс к концу острого периода пострадиационного восстановления, а через 3 месяца после облучения наблюдалось изменение естественной поведенческой активности животных: более чем в 2 раза

возрастало время поиска пищи в лабиринте по сравнению с контролем. У крыс этой подопытной группы было зарегистрировано достоверное сокращение продолжительности жизни на 14,2+5,6% по сравнению с животными в группе интактного контроля.

4. После сочетанного действия хронического введения соли свинца в низкой концентрации и малых доз радиации генотоксический эффект в лейкоцитах периферической крови наблюдался лишь через 24 часа после у-облучения, при этом изменялись показатели структуры ДНК белых клеток крови, что могло свидетельствовать об активации репарационных процессов в этой клеточной популяции. К 30 суткам после облучения измерявшиеся биохимические и гематологические показатели нормализовались, а у подопытных крыс не наблюдалось достоверных отклонений показателей естественно поведенческой активности в сравнении с животными контрольной группы. Продолжительность жизни подопытных крыс не отличалась от величины аналогичного контрольного параметра.

5. Введение питьевых минеральных вод крысам, подвергнутым хроническому воздействию допустимых концентраций ртути и у-облучения в дозе 25 сГр, предотвращало аккумуляцию металла-токсиканта в почках животных и генетическую нестабильность в лейкоцитах крови, а также способствовало увеличению выживаемости крыс в течение 18 месяцев пострадиационного периода в 4,5 или 7,1 раза по сравнению с соответствующим контролем. Эти изменения являются свидетельством эффективности применения соответствующих минеральных вод как средства профилактики неблагоприятных последствий при радиационно-ртутном воздействии в малых дозах, причем они зависели от пола животных.

Поэтому целесообразно в таких случаях включать дополнительно показатели биотестирования токсичности (в частности, гематотоксичности и нестабильности генома) в программу оценки степени поражения организмов человека и животных.

Список работ, опубликованных по теме диссертации.

1. Семенов В.В., Иванов С.Д., Кованько Е.Г., Ямшанов В.А.. Влияние малых доз радиации на токсическое действие низких концентраций ртути. // Тез. докл. 4-й международн. конф. «Радиационная безопасность: экология - атомная энергия», СПб., 2001, с.350-351.

2. Ivanov S.D., Semenov V.V., Kovanko E.G., Yamshanov V.A. Influence of low doses irradiation on accumulation of heavy metals in the organism and biological effects in rats.-In : "Metal Ions in Biology and Medicine", Paris, 2002, v.7, p.645-646.

3. Семенов B.B., Иванов С.Д., Кованько Е.Г., Ямшанов В.А. Влияние малых доз радиации на токсические эффекты низких концентраций ртути. // 'Гоксикологич. вестник, 2002, № 4, с.34-39.

4. Семенов В.В., Иванов С.Д., Кованько Е.Г. Влияние малых доз облучения на аккумуляцию низких концентраций свинца в организме и поведенческую активность животных. // Токсикологический вестник, 2002, № 5,с.39-44.

5. Семенов В.В., Гинак А. И., Иванов С.Д. Изменение аккумуляции ртути в организме под влиянием малых доз радиации. - Сб. «Экология Энергетика

г~\_____________ ///-»ттгг. тт— — * к_________ 1ЛЛ1 иг. о - а^

JHUHUMHKd».// одц-ви «тсндслссв», ZUUJ.- J4H О, C.4¿.

6. Семенов В.В., Гинак А. И., Иванов С.Д. Сравнение информативности мониторинга свинца и результаты биотестирования для оценки риска отдаленных последствий - Сб. «Экология Энергетика Экономика».// СПб: Изд-во «Менделеев», 2003,- № 8, с.44.

24.11.03 г. Зак. 188-70 РТП ИК «Синтез» Московский пр., 26

loo?-ñ

• 19692^"

Содержание диссертации, кандидата технических наук, Семенов, Владимир Всеволодович

Введение.

Глава 1 Аналитический обзор.

1.1 Мониторинг металлов-экотоксикамтов.

1.1.1 Мониторинг содержания тяжелых металлов биологических в пробах.

Свинец.

1.1.2 Мониторинг металлов по биологическим показателям.

Ртуть.

1.2.1 Масс-спектрометрия с индуктивно связанной плазмой (МС-ИСП).

1.2.2 Атомно-абсорбционная и атомно-флуоресцентпая спектрометрии.

1.2.3 Метод инверсионнй вольтамперометрии (ИВА).

1.2.4 Аппаратурное и метрологическое обеспечение выполнения измерений и контроль качества.

1.3.1 Генотоксические эффекты тяжелых металлов.

1.3.2 Нейротоксические эффекты тяжелых металлов.

1.4 Реакции организмов при радиационн- химических воздействиях в низких дозах.

1.4.1 Генотоксические эффекты малых доз радиационно-химических воздействий.

1.4.2 Нейротоксические эффекты малых доз радиационно-химических воздействий.

ГЛАВА 2 ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ.

2.1 Объект исследования.

2.2 Материалы и реактивы.

2.3 Облучение животных.

2.4 Методика измерения массовой концентрации общей ртути в пробах воды.

2.4.1 Материально-техническое обеспечение метода.

2.4.2 Подготовка к выполнению измерений.

2.4.3 Выполнение измерений.

2.4.4 Вычисление результатов измерений.

2.4.5 Контроль результатов измерений.

2.5 Методика измерений массовой концентрации общей ртути в пробах крови и почках крые.

2.5.1 Материально-техническое обеспечение метода.

2.5.2 Подготовка к выполнению измерений.

2.5.4 Обработка результатов измерений.

2.5.5 Контроль результатов измерений.

2.6 Методика измерений содержания свинца в пробах крови, почках и воде.

2.6.1 Материально-техническое обеспечение метода.

2.6.2 Подготовка к выполнению измерений.

2.7 Определение концентрации ДНК в лизатах клеток крови.

2.8 Двухпараметровый флуоресцентный анализ структуры ДНК нуклеоидов.

2.9 Метод оценки естественной поведенческой активности животных.

2.10 Статистическая обработка результатов.

Глава 3 Результаты инструментального мониторинга тяжелых металлов и биотестирование при радиационно-химических воздействий в низких дозах

3.1 Результаты биомониторипга ртути и биотестирования радиационно.

-ртутных воздействий в малых дозах.

3.1.1 Результаты определения концентрации ртути в крови и почках крыс.

3.1.2 Результаты биотестирования ранних эффектов и восстановления.

3.1.3 Изменения естественной поведенческой активности животных после радиационно-ртутных воздействий в малых дозах.

3.1.4 Отдаленные эффекты.

3.2 Результаты биомониторинга свинца и биотсстирования радиациоппосвинцовых воздействий в малых дозах.

3.2.1 Результаты определения концентрации свинца в пище, крови и почках крыс.

3.2.2 Результаты биотестирования ранних эффектов и восстановления.

3.2.3 Изменение естественной поведенческой активности животных.

3.2.4 Отдаленные эффекты.

Глава 4 Влияние минеральной воды на цитотоксические эффекты малых доз радиационно-ртутных воздействий.

4.1 Результаты влияния минеральной воды на биомониторинг ртути при малых дозах радиационно-ртутных воздействий.

4.2. Результаты влияния минеральной воды на показатели биотестирования малых доз радиационно-ртутных воздействий.

Выводы.

Введение Диссертация по биологии, на тему "Оценка и минимизация влияния низких доз техногенного радиационно-химического воздействия на млекопитающих"

Проблема постепенного ухудшения экологической обстановки в отдельных странах, вследствие ослабления контроля в условиях рыночного производства, неизбежно ведет к обострению ситуации во всем мире. Болезнь Минамата в Японии (1956 г.), отравление метилртутью в Ираке (1971-72 гг.), Чернобыльская авария в СССР (1986 г.) - лишь незначительная часть списка известных экологических катастроф, которые сопровождались воздействиями ртути, радиации и свинца, и повлекли за собой массовые поражения людей, независимо от их профессиональной занятости. В настоящей работе рассматриваются непрофессиональные воздействия металлов-экотоксикантов на человека и животных в дозах, близких предельно допустимым. Такие величины воздействий обычно не вызывают беспокойства служб соответствующего контроля состояния окружающей среды (в частности, СЭС, радиационной безопасности), но в повседневной жизни они оказывают влияние на значительно большие контингента людей, чем вышеупомянутые катастрофы. Работы по изучению загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами, а также комбинированных повреждающих воздействий в России до настоящего времени были связаны, в основном, с исследованием проблем профессиональной вредности [1,2,3,4,5,6,7,8]. Оценки непрофессионального воздействия солей металлов-экотоксикантов в сочетании с облучением в малых дозах практически не проводилась. Однако, уровень концентраций тяжелых металлов в организмах людей, профессионально связанных с этими токсикантами, как правило значительно выше, чем при непрофессиональном контакте. В тоже время сочетанные непрофессиональные воздействия металлов-экотоксикантов и радиации на человека и животных в дозах, близких к предельно допустимым практически не изучены. Такие величины воздействий обычно не вызывают беспокойства служб соответствующего контроля состояния окружающей среды (в частности, СЭС, МЧС, радиационной безопасности), но в повседневной жизни значительная часть населения особенно в больших городах подвергается комбинированным радиационно-химическим воздействиям в низких дозах. В частности, по данным многолетних исследований в ряде регионов земного шара, в том числе и С.-Петербурге население подвергается воздействию техногенных источников ионизирующих излучений применяемых в медицинских целях 3 ежегодное флюорографическое обследование, рентгенодиагностика при заболеваниях отдельных органов), а также воздействию природных источников радиации в основном в южной части С.-Петербурга (Московском, Красносельском, Пушкинском, Гатчинском и др. районах) к которым следует отнести радон и его дочерние продукты распада в воздухе помещений. В этих районах близко к поверхности земли подходят диктионемовые сланцы с повышенным содержанием природного урана, что приводит к 10-100 кратным превышениям уровня радиации выше фонового. Кроме того через С.-Петербург проходит санкционированный транзит радиационных грузов. По результатам радиационного контроля на каждые 8 тыс. тонн радиационного груза отмечается один случай радиоактивного загрязнения. По имеющимся данным, уровень облучения жителей С. - Петербурга от основных источников ионизирующего излучения в 2-3 раза выше среднероссийского. [9]. Вместе с тем в С.-Петербурге средняя концентрация ртути в верхнем горизонте городских почв в 13 раз выше регионального фонового уровня. В городе происходят до 250 случаев в год аварийных разливов металлической ртути и как правило на территориях участков на которых была выполнена демеркуризация остается повышенное значение концентраций паров ртути, но ниже ПДК. Часто по неосторожности в помещениях бьются градусники и лампы дневного света содержащие ртуть и т.д. Результаты обработки более 3000 анализов мочи, крови, волос показали, что вероятные масштабы ртутной интоксикации населения С.-Петербурга весьма высоки: около 1 млн. человек нуждаются в специализированном медицинском обследовании, а около 200 тыс. человек - в лечении и реабилитации. [10]. В С.Петербурге среднее содержание свинца в почвах и природной воде в 8 раз выше регионального фонового уровня. В С.-Петербурге в районах оживленных автомагистралей весовое содержание свинца в воздухе может превышать ПДК в 100 и более раз [9]. Установлена корреляционная зависимость между соотношением уровня свинца в бензине, интенсивностью движения транспорта и концентрацией свинца в крови [11]. Ежегодное увеличение количества автотранспорта в С.-Петербурге, работающего на этилированном бензине, и свинцовые выбросы промышленных предприятий в виде различных соединений в атмосферу и водные объекты приводят к дальнейшему росту содержания свинца в крови у городского населения.

Известно, что неблагоприятные последствия свинцовых или ртутных воздействий (в частности, генотоксичность, которая определялась по числу микроядер в имплантируемых клетках мышиного эмбриона) могут быть в одних случаях усилены сопутствующими факторами - например, рентгеновским облучением [12,13,14], а в других - компенсированы сопутствующими добавками цинка, селена или кальция [15], что может быть важно с профилактической точки зрения.

Утвержденные в начале 1980-х годов Минздравом СССР методики анализа были ориентированы на повышенный уровень концентраций тяжелых металлов в крови для профессиональных условий и существовавший в те времена технический уровень оснащения лабораторий. Следовательно, такая задача как определение крайне низких концентраций металлов-экотоксикантов в диагностическом биоматериале для оценки их не профессионального, а повседневного воздействия на население является как актуальной, так и повой для лабораторных аналитических служб России. В связи с этим для осуществления инструментального мониторинга малых доз тяжелых металлов может представляться целесообразным разработка более чувствительных аналитических методов и отечественных приборов, которые вместе с тем должны осуществлять не единичный, а серийный анализ биологического материала. Однако, неизвестно, в каких случаях такой подход окажется информативным, т.к. на ведущее место в определении риска неблагоприятных последствий таких низкодозовых воздействий, выходит эффект сочетания действующих факторов. В связи с этим при оценке комбинированного радиациопно-химичсского воздействия в малых дозах наряду с инструментальным определением содержания токсикантов в организме, представляется актуальным параллельный сравнительный биомониторинг показателей крови. Работы проводились в рамках межинститутского плана НИР Института токсикологии МЗ РФ и ЦНИРРИ МЗ РФ № 024/072/001 по теме «Разработка научных основ медицинского обеспечения химической безопасности населения России»

Цель исследования состоит в установлении закономерностей пострадиационных изменений содержания металлов-экотоксикантов п показателей биотестирования после радиационно-химических воздействий в малых дозах на организмы экспериментальных животных.

Основные задачи работы. 1. Усовершенствовать конструкцию газооптической схемы экологического газортутного анализатора (ЭГРА-01) для снижения предела обнаружения ртути в жидких пробах. ф 2. Установить закономерности пострадиационных изменений содержания ртути и свинца в крови и почках экспериментальных животных, после однократного у-облучения в малых дозах при пролонгированном введении низких доз металлов-экотоксикантов с питьевой водой. 3. Определить изменения показателей биотестирования после радиационно-химических воздействий в низких дозах на экспериментальных животных.

В настоящей работе впервые показана селективная аккумуляция металлов-экотоксикантов в организме животных после действия малых доз у-радиации.

Впервые на организме млекопитающих продемонстрировано, что показатели биотестирования, измененные в относительно ранние сроки после радиационно-химических воздействий в малых дозах, позволяют лучше прогнозировать отдаленные эффекты подведенного повреждения на организм животного, чем показатели мониторинга содержания металлов. Впервые установлено, что питьевые минеральные воды могут быть эффективными средствами предотвращения неблагоприятных последствий на организмы млекопитающих при радиационно-ртутных воздействиях в малых дозах.

Теоретическая и практическая значимость.

Результаты работы имеют основополагающее значение для оценки реакций организмов животных и человека в области малых доз радиационно-химических воздействий. Установлена практическая эффективность низкоминерализованных питьевых минеральных вод, как средства предотвращения неблагоприятных последствий при радиационно-ртутных воздействиях в малых дозах. Апробация работы.

Результаты исследования были доложены на 4-й международной конференции

Радиационная безопасность: Экология - Атомная энергия», Санкт-Петербург, 2001 и 7-й международной конференции «Ионы металлов в биологии и медицине», Санкт-Петербург, 2002.

Структура диссертации. Диссертация изложена на 160 страницах и состоит из введения, обзора литературы, описания материалов и методов, результатов собственных исследований и обсуждения, выводов и списка литературы (274 источников). Работа проиллюстрирована 9 рисунками и 11 таблицами.

Заключение Диссертация по теме "Экология", Семенов, Владимир Всеволодович

выводы

1. В результате модернизации конструкции газооптической схемы анализатора экологического газортутного анализатора ЭГРА-01 предел обнаружения ртути в водных растворах на анализаторах данного типа существенно снижен в 5 раз - с 0,05 до 0,01 мкг/дм3 и соответственно снижена нижняя граница диапазона измерений ртути в водных растворах в 5 раз с 0.5 до 0.1 мкг/дм . Это сделало возможным определять содержание экотоксиканта в 0,1 мл сыворотки крови прижизненно у мелких лабораторных животных, что ранее было невозможно сделать на других однотипных отечественных приборах. Разработаны и проходят опытную апробацию «Методические рекомендации по определению содержаний ртути в объектах окружающей среды и биологических материалах с использованием ЭГРА-01» MP 04.09.01 и «Методика выполнения измерений для ЭГРА-01 по определению массовой концентрации ртути в пробах воды» МВИ 0402-02. Таким образом, решена техническая задача - существенно снижен предел обнаружения экотоксиканта на отечественном анализаторе данного типа с точностью, не уступающей другим зарубежным и отечественным аналогам.

3. В результате сочетанного действия хронического введения соли ртути в допустимой концентрации и у-облучения в дозе 25 сГр (но не 50 сГр) наблюдался генотоксический эффект - снижалось содержание ДНК в лейкоцитах крови крыс к концу острого периода пострадиационного восстановления, а через 3 месяца после облучения наблюдалось изменение естественной поведенческой активности животных: более чем в 2 раза возрастало время поиска пищи в лабиринте по сравнению с контролем. У крыс этой подопытной группы было зарегистрировано достоверное сокращение продолжительности жизни на 14,2+5,6% по сравнению с животными в группе интактного контроля.

6. В случае комбинированного действия радиационных-химических факторов в низких дозах сложно прогнозировать модификацию токсического эффекта и отдаленные последствия - сокращение продолжительности жизни у млекопитающих, исходя только из данных инструментального определения содержания химического элемента в организме и физической дозиметрии. Поэтому целесообразно в таких случаях включать дополнительно показатели биотестирования токсичности (в частности, гематотоксичности и нестабильности генома) в программу оценки степени поражения организмов человека и животных.

Библиография Диссертация по биологии, кандидата технических наук, Семенов, Владимир Всеволодович, Санкт-Петербург

1. Кустов В.В., Тиунов JI.A., Васильев Г.А. Комбинированное действие промышленных ядов. / М.: Медицина.-1975.-256 с.

2. Саноцкий И.В., Фоменко В.Н. Отдаленные последствия влияния химических соединений на организм. / М.:Медицина.-1979.-232с.

3. Трахтенберг И.М., Колесников B.C., Луковенко В.П. Тяжелые металлы во внешней среде. Современные гигиенические и токсикологические аспекты. / Минск: Навука i тэхника.-1994.-285 с.

4. Bauchinger М., Schmid Е. Cytogenetic effects in lymphocytes of formaldehyde workers of a paper factory. // Mutat.Res.-1985.-v.158, N 1.-p. 195-199.

5. Bogadi-Sare A., Brumen V., Turk R., Karacic V., Zavalic M. Genotoxic effects in workers exposed to benzene: with special reference to exposure biomarkers and confounding factors. // Ind.Health.- 1997.-v.35, N 2.-p.367-373.

6. Lalic H., Radosevic-Stasic B. Cromosome aberrations in peripheral blood lymphocytes in subjects occupationally exposed to ionizing radiation or chemical clastogens. // Folia Biologica.-2002.-v.48, N 3 .-p. 102-107.

7. Rossner P., Cerna M., Bavorova H., Pastrorkova A., Okadlikova D. Monitoring of human exposure to occupational genotoxicants. // Centr.Eur.J.Public Health.-1995.-v.3,N2.-p.219-223.

8. Sorsa M., Ojajarvi A., Salomaa S. Cytogenetic surveillance of workers exposed to genotoxic chemicals: preliminary experiences from a prospective cancer study in a cytogenetic cohort. //Teratog.Carcinog.Mutagen.-1990.-v.10, N 2.-p.215-221.

9. Ю.Погарев С.Е., Рыжов В.В., Горький А.В. и др. 'Ртуть как приоритетный загрязнитель городской среды (на примере Санкт-Петербурга и Варшавы) / Тез.докл.З-й международн. конф. «Ртутная безопасность: экология города», Варшава, 2002, с.35-36.

10. Davis Y.V. Оценка риска нейротоксического воздействия свинца на развитие детей. // В кн. "Свинец и здоровье детей: диагностика, лечение, профилактика". Под ред. С.П. Нечипоренко. СПБ: "КАРО" 1999.-е 35-39.

11. Streffer С., Muller W.-U. Radiation risk from combined exposures to ionizing radiation and chemicals.//Adv.Radiat.Biol.- 1984.-v.11.-p. 173-210.

12. Muller W.-U., Streffer C. Risk to preimplantation mouse embryos of combinations of heavy metals and radiation. // Int.J.Radiat.Biol.-1987.-v.51, N 6.-p.997-1006.

13. Muller W.-U., Streffer C., Fischer-Lahdo C. Enhancement of radiation effects by mercury in preimplantation mouse embryos in vitro. // Archiv Toxicol.-1985.-v.57.-p.114-118.

14. Ballew C., Bowman B. Recommending calcium to reduce lead toxicity in children: a critical review. //Nutr. Rev.- 2001.-v.59, N l.-p.71-19.

15. Эйхлер В. Яды в нашей пище. / М.: Мир, 1993, 189 с.17.3игель X., Зигель Ф. ред. Некоторые вопросы токсичности металлов. М.: Мир. 1993,368с.

16. Майстренко В.Н., Хамитов Р.З., Будников Г.К. Эколого-аналитический материал супертоксикантов. М.: Химия, 1996. 319 с.

17. Будников Г. К. Тяжелые металлы в экологическом мониторинге водных систем. // Соросовский образоват. журн.-1998.- N 5.- с. 23-29.

18. Ревич Б.А. К определению перечня приоритетных загрязняющих веществ в окружающей среде городов России. // Токсикологич.вестник.-2002.-№ 5.-С.6-12.

19. Elinder C.-G., Friberg L., Kjellstrom Т., Nordberg G., Oberdoerster G. Biological monitoring of metals. Geneva: WHO.-1994.-78 p.

20. Abe Т., Ohtsuka R., Hongo Т., Suzuki Т., Tohyama C., Nakamoto A., Akagi H., Akimichi T. High hair and urinary mercury levels fish eaters in the nonpolluted environment of Papua New Guinea. // Arch. Environ. Health.-1995- v.50, N 2.-p.367-373.

21. Sherlock J.C., Hislop J.G., Newton D., Topping G., Whittle K. Elevation of mercury in human blood from controlled chronic ingestion of methylmercury in fish. // Human Toxicol.-1984.-v.3, N 1 -p. 117-131.

22. World Health Organization. Environmental health criteria 101. Methylmercury.1990;

23. Batzevich V.A. Hair trace element analysis in human ecology studies. // Sci. Total.Environ.-1995,-v. 16, N l.-p.89-98.

24. Batista J., Schuhmacher M., Domingo J.L., Corbella J. Mercury in hair for child population from Tarragona Province, Spain. // Sci.Total.Environ.-1996.- v. 193, N 2.-p.l43-148.

25. Бирюков Б.В. ред. Реакции организма человека на воздействие опасных и вредных производственных факторов (метрологические аспекты). Справочник в 2-х т. / М.: Изд-во стандартов.-1991.-Т.2.-367 с.

26. Ливанов Г.А., Соболев М.Б., Ревич Б.А. Свинцовая опасность и здоровье населения: клиника, диагностика и лечение токсического действия. // В кн. Свинец и здоровье детей: диагностика, лечение, профилактика. СПб: Каро, 1999, с. 18-26.

27. Environmental health criteria 101. Methylmercury. Geneva, International Programme on Chemical Safety, World Health Organization, 1990. Environmental health criteria 118. Inorganic mercury. Geneva, International Programme on Chemical Safety, WHO, 1991.

28. Будников Г. К. Определение следовых количеств веществ как проблема современной аналитической химии. // Соросовский образоват. журн.-2000-т.6, N-3-c.45-51.

29. Нечипоренко С.П. ред. Предупреждение отравлений свинцом у детей раннего возраста // В кн. Свинец и здоровье детей: диагностика, лечение, профилактика. СПб: Каро, 1999, с.50-66.

30. Delves H.T., Campbell M.J. Measurement of total lead concentrations and lead isotope ration in whole blood by use of inductively coupled plasma source mass spectrometry. // J.Anal.At.Spectrom. 1988. - v.3, N 2.- p.343-348.

31. Bakowska E. Determination of heavy metals in whole blood by ICP-MS. // Eur.Clin.Laboratory.- 2001.-v.20, N 6.-p.l0-12.

32. Pruszkowski S., Neubauer K., Thomas R. An overview of clinical applications by inductively coupled plasma mass spectrometry. // Atomic Spectroscopy.-1998.-v. 19, N З.-p.l 11-115.

33. Brown R., Gray D.J., Туе D. Hydride generation ICP-MS (Hg-ICP-MS) for ultra-low level determination of mercury in biota. // Water Air Soil Pollut.-1995.-v.80.-p.1237-1245.

34. NCCLS document C38 C38-P, control of pre-analytical variation in trace element determination; Proposed guideline (1994); ISBN 1-56238-262-4.

35. Parsons P.J., Slavin W. A rapid Zeeman graphite furnace atomic absorption spectrometric method for the determination of lead in blood. // Spectrochim. Acta.-1993.-v.43, pt.B.-p.925-939.

36. Ревич Б.А. Биомониторинг свинца как показатель свинцовой экспозиции. // В кн. Свинец и здоровье детей: диагностика, лечение, профилактика. П/ред. С.П. Нечипоренко. СПб: Каро, 1999, с. 76-85.

37. Hatch W.R., Ott W.L. Determination of sub-microgram quantities of mercury by atomic absorption spectrophotometry. // Anal.Chem.-1968.-v.40.-p.2085-2087.

38. Bourcier D.R., Sharma R.P. Drown D.B. A stationary cold vapor method for atomic absorption measurement of mercury in blood and urine used for exposure screening. //Am.Ind.Hyg.Assoc.J.-1982.-v.43.-p.329-332.

39. Boitreau H.L., Pineau A., Mercury. // In McKenzie H.A., Smythe L.E. eds. Quantitative Trace Analysis of Biological Materials. Elsevier, Amsterdam, The Netherlands, pp.553-560.

40. Popena E.A., Schmaeler M.A. Interaction of human polymerase p with ions of copper, lead, and cadmium. // Arch.Biochem.Biophys.-1919.-v. 196, N 1 .-p. 109-120.

41. Lindquist O. Mercury in the Swedish environment. 3.: Measurement of environmental mercury. // Water Air Soil Polut.-1991.-v.55, N 1.-p. 19-22.

42. Welz В., Melcker M. Decomposition of marine biological tissue for determination of arsenic, selenium, and mercury using hydride-generation and cold-vapor atomic absorption spectrometries. // Anal.Chem.-1985,-v.57, N 2.-p.427-431.

43. Конопелько Л.А.,Кучмезов Д.О. Состояние и перспективы развития инструментальных средств и метрологического обеспечения измерений концентраций ртути / Сборник материалов 3 научно-технической конференции-СПб, 1999, 86-97 с.

44. Методические указания по определению содержания ртути в объектах окружающей среды и биологических материалах МУК.4.1.005-4.1.008-94

45. Семенов В.В., Гладков С.Ю. Состояние и перспективы развития аппаратуры для экологических газортутных измерений //Разведка и охрана недр 2002.-№ 12.-е. 50-52.

46. С Семенов В.В., Гладков С.Ю. Аппаратура для экологических газортутных измерений //. РИА «Стандарты и Качество», прил. «Партнеры и конкуренты» -М. 2003.-№ 7.-е. 16-20.

47. Методика определения массовой концентрации ртути в пробах воды с использованием ЭГРА-01 (МВИ 04-02-02)

48. Методические рекомендации по определению содержаний ртути в объектах окружающей среды и биологических материалах с использованием ЭГРА-01 (MP 04.09.010)

49. Погарев С.Е., Рыжов В.В., Машьянов Н.Р. Использование анализатора ртути РА-915+ при прямом определении ртути в биопробах. // В кн. "Свинец и здоровье детей: диагностика, лечение, профилактика". П/ред. С.П. Нечипоренко. СПб: "Каро".-1999.- с. 111-112.

50. Погарев С.Е., Рыжов В.В., Машьянов Н.Р., Шолупов С.Е., Жарская В.Д. Новый метод определения ртути, получаемой человеком при воздействии её паров. // Экологич. химия.-2002.-т.11, № 4.-С.271-278.

51. Magos L. Selective atomic absorption determination of inorganic mercury and methylmercuiy in indigested biological samples. //Analyst.-1971.-v.96.-p.847-853.

52. Westoo G. Determination of methylmercuiy compounds in foodstuffs. // Acta Chem.Scand.-1967.-v.21 .-p. 1790-1800.

53. Decart G., Baeyens W., Bradley D., Goeyns L. Determination of methylmercury in biological samples by semi-automated headspace analysis. // Anal.Chem.-1985.-v.57.-p.2788-2791.

54. Bloom N.S. On the chemical form of mercury in edible fish and marine invertebrate tissue. // Can.J.Fish. Aquat.Sci.-1992.-v.49.-p. 1010-1017.

55. Larsens P., Baeyens W. Improvement of the semiautomated headspace method for the determination of methylmercury in biological samples. // Anal.Chim. Acta.-1990.-v.228, N l.-p.93-99.

56. Larsens P., Leemakers M., Baeyens W. Determination of methylmercury in fish by headspace-gas chromatigraphy with microwave-induced-plasma-detection. // Water Air Soil Pollut.-1991.-v.56, N l.-p.l03-l 15.

57. Holak W. Determination of methylmercury in fish by high performance liquid chromatograpy. // Analyst.-1982.-v.107.-p. 1457.

58. Horvat M. Determination of methylmercury in biological standard reference materials. // Water Air Soil Pollut.-1991.-v.56, N l.-p.95-102.

59. May K.L., Stoeppler M., Reisinger K. Studies in the ratio totalmercury/methylmercury in the aquatic food chain. // Environ.Toxicol.Chem.-1987.-v.13, N l.-p.153-159.

60. Schiutu M., Jean-Caurant F., Amiard J.C. Organomercury determination in biological reference materials: Application to a study on mercury speciation in marine mammals of the Faroe Islands. // Ecotoxicol.Environ.Saf.-1992.-v.24, N 1.-p.95-101.

61. Gutierrez J., Travieso A.M., Pubillon E.S. Rapid determination of inorganic and methylmercury in fish. // Water Air Soil Pollut.-1993.-v.68, n 2.-p.315-323.

62. Bloom N.S., Crecelius E.A. Determination of mercury in seawater at sub-nanogram per liter levels. // Mar.Chem.-1983.-v.14, N l.-p.49-59.

63. Семенов В.В., Гладков С.Ю., Ахмадулина С.О. Современное аппаратурное и метрологическое обеспечение работ по контролю загрязнения ртутью окружающей среды // Разведка и охрана недр 2001.- № 9.- с.64-67.

64. Глушков Р.К., Фомина О.С. Методические рекомендации выполнения метода потенциометрического инверсионного анализа биопроб на содержание тяжелых металлов. Методич. рекомендации утв. МЗ РФ, №-96/215, 1996.

65. Ревич Б.А., Быков А. А., Ляпунов С.М., Прихожан И. Ф., Соболев М. Б., Опыт изучения воздействия свинца на состояние здоровья детей г. Белово. // Мед. труда и пром. экологии, 1998, N12, с.25-32.

66. Ярмоненко С.П. Радиобиология человека и животных. / М.: Высш.шк.-1988.-424 с.

67. Elbert R.A., Anderson D.W. Mercury levels, reproduction, and hematology in western grebes from three California lakes, USA. // Environ.ToxicoI.Chem.-1998.• v.17, N 2.-p.210-213.

68. Guyton A.C. Human Physiology and Mechanisms of Disease. / W. B. Saunders, Philadelphia, PA, USA, 1987.

69. Muro L.A., Goer R.A. Chromosomal damage in experimental lead poisoning. // Arch. Pathol.-1969.-v.87, N 3.-p.660-663.

70. Schwartz G., Lehnert G., Gebhart E. Chromosomenschaden bei beruflicher Bleiebelastung. // Dtsch.Med. Wochenschr.-1970.-Bd.95.-S. 1636-1641.9 91. Show M.M. Human chromosome damage by chemical agents. // Ann.Rev.Med.1970.-v.21 .-p.409-432.

71. Gerber G.B., Leonard A., Jacquet P. Toxicity, mutagenicity and teratogenicity of lead. // Mutation Res.-1980.-v.76, N 1.-p. 115-141.

72. Трахтенберг И.М., Утко Н.А., Короленко Т.К., Мурадян Х.К. Влияние свинца на развитие окислительного стресса. // Токсикологич.вестник.-2002.-№ 3.-С.22-26.

73. Yang J.L., Wang L.C., Chang C.Y. et al., Singlet oxygen is major species particippating in the induction of DNA strand breakage and 8-hydroxydeoxyguanosine adduct by lead acetate. // Environ.MoIec.Mutagen.-1999.-v.33,N 1 .-p. 194-201.

74. Ariza M.E., Holliday J., Williams M.V. Mutagenic effect of mercury (II) in eukaryotic cells. // In vivo.-1994.-v.8, N 3.-p.559-564.

75. Valverde M., Trejo C., Rojas E. Is the capacity of lead acetate and cadmium chloride to induce genotoxic damage due to direct DNA-metal interaction? // Mutagenesis.-2001 .-v. 16, N 2.-p.265-270.

76. Jacquet P., Tachon P. Effects of long-term lead exposure on monkey leukocyte chromosomes.// Toxicol. Lett.-1981.-v.8,N 1.-p. 165-169.

77. Tachi К , Nishimae S., Saito K. Cytegenetic effects of lead acetate on rat bone marrow cells. // Arch. Environ. Health.-1985.-v.40, N 2.-p.l44-147.

78. Aly F.A.E. Potential mutagenic effect of lead acetate in mouse bone marrow and• culture mouse spleen cells. // Cytologia.-2002.-v/67, N 1 .-p. 1 -7.

79. Najak B.N., Ray T.V., Persand, Nigli M. Relationship of embryo toxicity and genotoxicity of lead nitrate in mice. // Exp. Pathol.-1989.-v.36, N l.-p.65-73.

80. Jacquet P., Leonard A., Gerber G.B., Cytogenetic investigations on mice treated with lead. //J.Toxicol. Environ. Health.-1977.-v.2.-p.619-624.

81. Beckman L., Nordenson I., Interactions between some common genotoxic• agents.// Human Heredity.-1986.-v.36.-p.397-401.

82. Hartwig A. Role of DNA repair inhibition in lead- and cadmium-induced genotoxicity. A review. // Environ. Health Perspect.-1994.-v.102, suppl.3.-p.45-50.

83. Bauchinger M., Schmid E., Schmid D. Chromosomenanalise bei Verkehrspolizisten mit arhohter Bleilast. //Mutation Res.-1972.-v.16, N 2.-p.407-412.

84. Forni A., Sciame A., Bertazzi R.A., Alessio L. Chromosome and biochemical studies in women occupationally exposed to lead. // Arch. Environ. Health.-1980.v.35,N2.-p.l39-146.

85. Bauchinger M., Dresp J., Schmid E., Englert N., Krause C.H.R. Chromosome analyses of children after ecological lead exposure. // Mutation Res.- 1977.-v.56, N l.-p.75-80.

86. Hogsted T.B., Kolnid A.-M., Mitelman F., Shutz A. Correlation between blood

87. Ф lead and chromosomal aberrations. //Lancet.-1979.-v.2.-p.8136.

88. Dalpra L.,Tibilletti G., Nocera G., Giulotto L., Auriti V., Carnelli V., Simoni G. SCE analysis in children exposed to lead emisson from smelting plant. // Mutation Res.-1983.-v.120, N 2.-p.249-256.

89. Black M.C., Ferrell J.R., Harning R.C., Martin L.K. Jr. DNA strand breakage in freshwater mussels (Anodonta grandis) exposed to lead in the laboratory and field. // Environ.Toxicol.Chem,-1996,-v. 15, N 5.-p.802-808.

90. Winder C., Bonin T. The genotoxicity of lead. // Mutation Res.-1993.-v.285, N 1.-p. 117-124.

91. Radic. Biol. Med.-1995.-v.18, N 2.-p.321-336.

92. Benton M.J., Malott M.L., Trybula J., Dean D.M., Guttman S.J. Genetic effect of mercury contamination on aquatic shail population: allozume genotypes and DNA strand breakage. // Environ.Toxicol. Chem.-2002.-v.21, N 3.-p.584-589.

93. Betti C., Davini Т., Burale R. Genotoxic activity of methylmercury chloride and • dimethylmercury in human lymphocytes. // Mutat. Res.-1992.-v.281, n 2.-255-260.

94. Das S.K., Sharma A., Talukder G. Effects of mercury on cellular systems in mammals. A review. // Nucleus.-1982.-v.25, N 2.-p. 193-230.

95. Tanno K., Fukazawa Т., Tajima S., Fujiki M. Effects of methylmercury on primary cultured rat hepatocytes: cell injury and inhibition of growth factor146stimulated DNA synthesis. // Bull.Environ. Contam.Toxicol.-1992.-v.49, N 2.-p.318-324.

96. De Flora S., Beunicelli C., Bagnasco M. Genotoxicity of mercury compounds. A review. // Mutat.Res.-1994.-v.317, N l.-p.57-79.

97. Скальный A.B., Есенин A.B. Мониторинг и оценка риска воздействие• свинца на человека и окружающую среду с использованием биосубстратов человека. //Токсикол. Вестник.-1996.-№ 6.-С.16-30.

98. Г.П., Малышева Е.Н., Кузнецов С.В. Влияние введения свинца беременным крысам на головной мозг их потомства (отдаленные последствия). // Бюлл.эксперим.биол.мед.-2000.-т.129, № 1.-С.28-30.

99. Needleman H.L., Schell A., Bellinger D. The long term effect of exposure to low doses of lead in childhood: an 11 years follow-up report. // N.Engl.J.Med.-1990.• v.322,N 1.-.83-88.

100. Stokes L., Letz R., Gerr F., Kolczak M., McNeil F.E., Chettle D.R. Neurotoxicity in young adults 20 years after childhood exposure to lead: the Bunker Hill experience. // Occup.Environ.Med.-1998.-v.55, N 2.-p.507-516.

101. Ehle F.H., Mc Kee D.C. Neuropsychological effet of lead in occupationally exposed workers: A critical review. // Crit. Rev. Toxicol.-1990.-v.20, N 2.-p.231-255.

102. Wren C.D., Fisher K.L., Stokes K.L. Mercury levels in Ontario Canada mink and otter relative to food and environmental acidification. // Can.J.Zool.-1986.v.64.-p.2854-2850.

103. Wren C.D., Fisher K.L., Stokes P.M. Levels of lead, cadmium and other elements in mink and otter from Ontario, Canada. // Environ.Pollut.-1988.-v.52.-p. 193-202.

104. Houpt K.A., Essick L.A., Shaw E.B., Alo D.K., Gilmartin J.E., Gutenmann W.H., Litlman C.B., Lisk D.J. A tuna fish diet influences cat behavior. // J.Toxicol. Environ.Health.-1988.-v.24, N 1 .-p. 161 -172.

105. Gunderson V.M., Grant-Webster K.S., Burbacher T.M., Mottet N.K. Visualrecognition memory dificits in methylmercury-exposed Macaca fascicularis infants. // Neurotxicol.Teratol.-1988.-v. 10, N 2.-p.373-379.

106. Eaton R.D.P., Secord D.C., Hewitt P. An experimental assessment of the toxic potential of mercury in ringex-seal liver for adult laboratory cats.// Toxicol.Appl.Pharmacol.-1980.-v.55, N 2.-p.514-521.

107. Wren C.D., Hunter D.B., Leatherland J.F., Stokes P.M. The effect of polychlorinated biphenyls and methylmercury, singly and in combination, on mink. I: Uptake and toxic responses. // Arch. Environ.Contam.Toxicol.-1987.-v.16, N 2.-p.441-447.

108. Albrecht J., Matyia E. Glutamate: A potential mediator of inorganic mercury neurotoxicity. // Metab.Brain Dis.-1996,-v. 11, N 1 .-p. 175-184.

109. Aschner M., Eberle N.B., Goderie S., Kimelberg H.K Methymercury uptake in rat primary astrocyte culturu: The role of the neutral amino acid transport system. // Brain Res.-1990.-v.531, N 2.-p.221-228.

110. Clarkson T.W. Metal toxicity in the central nervous system. // Environ.Health Perspect.-1987.-v.75, N l.-p.59-64.

111. Ornaghi F., Ferrini S., Prati M., Giavini E. The protective effects of N-acetyl-L-cysteine against methyl mercury embryo toxicity in mice. // Fundam.Appl.Toxicol.-1993.-v.2, N 2.-p.437-445.

112. Yang M.G., Krawford K.S., Gareia J.D., Wang J.H.C., Lei K.Y. Deposition of mercury in fetal and maternal brain. // Proc.Soc.Exp.Biol.Med.-1972.-v.141.-p.1004-1007.

113. Inouye M., Marao K., Kajiwara Y., Behavioral and neuropathological effects of prenatal methylmercury exposure in mice. // Neurotoxicol. Teratol.-1985.-v.7, N 2.-p.227-232.

114. Shimai S., Satoh H. Behavioral teratology of methylmercury. // J.Toxicol.Sci.-1985.-v.10, N 1.-p. 199-216.

115. Rice D.C. Effects of pre- plus postnatal exposure to methylmercury in the monkey on fixed interval and discrimination reversal performance. // Neurotoxicology.-1992,-v. 13, N 2.-p.443-452.

116. Petruccioli L.,TuriIIazzi P. Effect of methylmercury on acetylcholinesterase and serum cholinesterase activity in mankeys, Macaca fascicularis. // BuII.Environ.Contam. Toxicol.-1991.-v.46, N 4.-p.769-773.

117. Axtell C.D., Myers G.J., Davidson P.W. Semiparametric modeling of age at achieving developmental milestones after prenatal exposure to methylmercury in the Seychelles child development study. // Environ.Health Perspect.-1998.-v.106, N 3.-p.559-564.

118. Walker B. Neurotoxicity in human being. //J. Lab. Clin. Med.-2000.-v.136, N 3.-p.168-180.

119. McRill C., Boyer L., Flood T.J., Ortega L., Mercury toxicity due to use of a cosmetic cream. // J.Occup.Environ.Med.-2000.-v.42, N l.-p.4-7.

120. Bryant P.E., Warring R., Ahnstrom G. DNA repair kinetics after low doses of X-rays: A comparison of results obtained by the unwinding and nucleoid sedimentation methods. // Mutation Res.-1984.-v.131, N 1.-p. 19-26.

121. Shugart L.R., McCarthy J.F., Jimenez B.D., Daniels J. Analysis of adductformation in the bluegill sunfish (Lepomis macrochirus) between benzoa.pyrene and DNA of the liver and hemoglobin of the erythrocyte. // Aquat.Toxicol.- 1986.-v.9,N2.-p.319-325.

122. Myers-Schone L., Shugart L.R., Beauchamp J.J., Walton B.T. Comparison of two freshwater turtle species as monitors of radionuclide and chemical• contamination: DNA damage and residue analysis. // Environ.Toxicol.Chem.-1993.-v.12, N 5.-p. 1487-1496.

123. Fridovich J. The biology of oxigen radicals. // Science.-1978.-v.201.-p.875-880.

124. Shugart L.R. Quantitation of chemically induced damage to DNA of aquatic organisms by alkaline unwinding assaay. // Aquat.Toxicol.- 1988,-v. 13, N l.-p.43-52.• 160. Phillips D.H. Fifty years of benzoa.pyrene. // Nature.-1983.-v.303.-p.468-472.

125. Kohn K.W. The significance of DNA-damage assays in toxicity andcarcinogenicity assessment. //Ann.NY Acad.Sci.-1983.-v.407.-p.l06-l 18.

126. Ahnstrom G., Erixon K. Radiation induced strand breakage in DNA from mammalian calls. Strand separation ai alkaline solution. // Int.J.Radiat.Biol.-1973.-v.23.-p.285-289.

127. Иванов С.Д., Кованько Е.Г., Ямшанов В.А. Изменения ДНК лейкоцитов крови при малых дозах радиационно-химических воздействий и сокращение продолжительности жизни животных. // Клинич.геронтология.-1999, а.-№ 3.-с.23-29.

128. Витвицкий В.Н., Бахитова JI.M., Соболева JI.C., Шевченко В. А. Модификация гамма-излучений солями тяжелых металлов. // Изв.РАН Серия биологическая.-1996.-№ 4.-С.495-498.

129. Snyder R.D., Davis G.F., Lachmann P.J. Inhibition by metals of X-ray and ultraviolet-induced DNA repair in human cells. // Biol.Trace Elem.Res.-1989.-v.21, N 2.-p.389-398.

130. Frenkel G.D., Middleton C. Effect of lead acetate on DNA and RNA synthesisby intact HeLa cells, isolated nuclei and purified polymerases. // Biochem.Pharmacol.-1987.-v.36,N l.-p.265-268.

131. Popena E.A., Schmaeler M.A. Interaction of human polymerase p with ions of copper, lead, and cadmium. //Arch.Biochem.Biophys.-1979.-v.196, N 1.-p. 109-120.

132. Ivanov S.D Biological effects of environmental radiochemical influences. // In "100 years of X-rays and radioactivity", eds D.D.Sood et al., Bhabha Atomic Reseach Centre, Mumbai, India.-1996.-p.347-366.

133. Ivanov S.D., Kovanko E.G. Early genotoxic effects and features of delayed consequences after low doses radiochemical exposures. // Toxicol.Lett.-1998.-v.95, suppl.l.-p.62.

134. Sugg D.W., Chesser R.K., Brooks J.A., Grasman B.T. The association of DNA damage to concentrations of mercury and radiocesium in Largemouth bass. // Environ.Toxicol.Chem.-1995.-v.14, N 4.-p.661-668.

135. Meyers-Schone L., Shugart L.R., Beauchamp J.J., Walton B.T. Comparison of two freshwater turtle species as monitors of radionuclide and chemical contamination: DNA damage and residue analysis.// Environ. Toxicol. Chem.-1993.- V.12, N 8.-P.1487-1496.

136. Федоров В.П. Динамика патоморфологических изменений в головном мозге крыс в зависимости от дозы у-облучения. // Радиобиология.-1990.-t.30, № 3-С.378-384.

137. Mameli О., Caria М.А., Melis F., Solinas A., Tavera C., Ibba A., Tocco M., Flore C., Randaccio F.S. Neurotoxic effects of lead at low concentrations. // Brain Res. Bull.-2001 .-v.55.-p.269-275.

138. De Gennaro L.D. Lead and the developing nervous system. // Growth Development Aging.-2002.-v.66, N l.-p.43-50.

139. Лютых В.П., Долгих А.П. Клинические аспекты действия малых доз ионизирующего излучения на человека (Общесоматические заболевания). // Мед.радиол.радиац.безопасность.-1998.-т.43, № 2.-с.28-43/

140. Ашуров А.А., Зайчик В.Е., Будагов Р.С. Изменения содержания некоторых химических элементов в крови животных в ранние сроки после воздействия на организм проникающей радиации. // Физическая медицина.-1992.-Т.2, № с.44-45.

141. Будагов Р.С., Ашуров А.А., Зайчик В.Е. Микроэлементы крови как индикатор степени тяжести лучевых поражений. // Радиац.биология. Радиоэкология.-1 994.-t.34, вып. 1 .-с.49-53.

142. Лучник Н.В. Особенности генетического действия малых доз радиации. // Научн.совет по проблемам радиобиологии. Инф. бюлл.-1976.-вып.19.-с.9-10.

143. Трахтенберг И.М., Колесников B.C., Луковенко В.П. Тяжелые металлы во внешней среде. Современные гигиенические и токсикологические аспекты. / Минск: Навука 1тэхника.-1994.-285 с.

144. Environmental Health Criteria 165. / Inorganic Lead."-Geneva: WHO 1995.

145. Sone J. Effects of zinc on absorbtion, distribution and excretion of lead, correlated with body copper distribution. // Acta Sch. Med. Univ., Gifu.-1989.-v.37,N2.-p. 192-222.

146. Goyer R.A. Nutrition and metal toxicity.//Am.J.Clin.Nutr.-1995.-V.61, Suppl.-P.646S-650S.

147. Вяйзенен Г.Н., Савин B.A., Гуляев В.А., Вяйзенен Г.А., Токарь А.И. Ускорение выведения тяжелых металлов из организма животных. Под ред. Г.Н.Вяйзенена./Новгород.-1997.-295 с.

148. Skalnyi A.V. Multi-element analysis of human samples in assessmeut of chemical pollution. // Abstr.EERO Symposium on Chemical Risk Assessment. M : 1994.-p.55.

149. Hill C.H. Reversal of selenium to toxicity in chicks by mercury, copper, and cadmium. // J.Nutr.-1974.-v. 104-p.509-598.

150. Parizek J., Kalonskova J., Babicky A., Benes J., Pavlik L. Interactions of selenium with mercury, cadmium, and other toxic metals. // Trace Elem.Metab.Anim.-1974-v.2, N 2-p. 119-131.

151. Stoewsand G.S., Bache C.A., Lisk D.I., Dietary selenium protection of methylmercuiy intoxication of Japanese guail. // Bull.Environ.Contam.Toxicol.-1974.-v. 11, N 1.- p. 152-156.

152. Nordberg G.F., Skerfving S. Biological monitoring, carcinogenicity and risk assessment of trace elements. // Scand.J. Work Environ.Health-1993.-v.19, suppl. 1.-p.1-139.

153. Fergusson J.E. The Heavy Elements: Chemistry, Environmental Impact and

154. Health Effects. Oxford: Pergaman Press 1990;

155. Elsenhans В., Schuemann K., Forth W. Toxic metals: interactions with essential metals. // In Rowland J.R. ed. Nutrition, Toxicity and Cancer, Boca Raton: CRC Press.-199 l.-p.223-258.

156. Nordberg G.F. Factors influencing metabolism and toxicity of metals: a• consensus report. // Environ.Health Perspect.-1978.-v.25, N 1 .-p.3-41.

157. Катрич H.C. Действие металлов на клеточный геном, / В кн. "Физиология растительных организмов и роль металлов. М: МГУ.-1989.-е. 118-156.

158. Alexander J. Risk assessment of selenium. // Scand.J.Work Environ.Health.-1993.-v.19, suppl. 1.-p. 122-123.

159. Gombs G.F.Jr. Essentiality and toxicity of selenium with respect torecommended dietary allowances and reference doses. // Scand.J.Work Environ.Health.-1993,-v. 19, suppl. l.-p.l 19-121.

160. Goyer R.A. Concluding remarks on the toxicity of essential metals. // Scand.J.Work Environ.Health.-1993.-v. 19, suppl. l.-p.l39.

161. Mc Clain C.J., McClain M.L., Boosals M.G., Hennig B. Zinc and the stress response

162. Mertz W. Risk assessmend of essential elements. // Scand.J.Work Environ.Health.-1993.-v. 19, suppl. l.-p.112.

163. Prasad A.S. Essentiality and toxicity of zinc. // Scand.J.Work Environ.Health.-1993.-v.19, suppl. 1.- p.134-136.

164. Sandstead H.H. Zinc requirements, the recommended dietary allowance and the reference dose. // Scand.J.Work Environ.Health.-1993.-v.19, suppl. 1.-p. 128-131.

165. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества. СанПиН 2.1.4.559-96.

166. Ческис А.Б. Научно-методический подход, реализуемый в США при определении номенклатуры показателей качества питьевой воды в отношении химических загрязнений. // Экологич.вестник России.-1998.-№5.-с. 19-24.

167. Ноздрюхина JI.P., Нейко Е.М., Ванджура И.П. Микроэлементы и атеросклероз. / М.: Наука.-1986.-221 с.

168. Poo J.L., Romero R.R., Robles J. A. et al. Diagnostic value of the copper/zinc in digestive cancer: a case of control study. // Arch. Med. Res.-1997.-v.28, N 2.-p.259-263.

169. Russanov Е.М., Kassabova Т.A., Konstantinova S.G. Effect of chronic copper loading on the activity of rat liver antioxidative enzymes. // Acta Physiol.Pharmacol.Bulg.-1986,-v. 12,N l.-p.51-57.

170. Adiga P.R., Sastry K.S., Sarma P.S. The ifluence of iron and magnesium on the uptake of heavy metals in toxicities in Aspergillus niger. // Biochim.Biophys.Acta.-1962.-v.64, N 3.-p.546-548.

171. Sastry K.S., Adiga P.R.Interrelationships in trace element metabolism in metal toxicities in Neurospora crassa. // Biochem.J.-1962.-v.85, N 3.-p.486-491.

172. Bogden J.D., Genter S.B., Christakov S. et al. Dietary calcium modifies concentrations of lead and other metals and renal calcium binding in rats. // J.Nutr.-1992.-v.122.-p. 1351-1360.

173. Bogden J.D., Loria D.B., Oleske J.M. Regarding dietary calcium to reduce lead toxicity.- Nutrit.Rev.-2001.-v.59, N 9.-p.307-308.

174. Иванов С.Д., Кованько Е.Г., Ямшанов В.А., Сибирцев B.C. Влияние ионов металлов питьевых минеральных вод на биологические эффекты радиации. // Мат.научн.конф. «Актуальные вопросы медицинской радиологии», СПб.: ЦНИРРИ.-1998.-с.370.

175. Методика выполнения измерений массовой концентрации ртути в пробах воды на анализаторе ЭГРА-01» МВИ 04-02-02

176. Методические рекомендации по определению содержаний ртути в объектах окружающей среды и биологических материалах с использованием ЭГРА-01 MP 04.09.01

177. Методика выполнения измерений массовой концентрации общей ртути в пробах крови на анализаторе РА 915+ с приставкой РП-91 МВИ 03-07-2000

178. Методика выполнения измерений массовой концентрации общей ртути методом пиролиза на анализаторе ртути РА 915+ с приставкой РП-91 МВИ 03-05-2000

179. Методические указания по измерению содержания свинца в пробах крови, почках и воде методом (MP 96/215) потенциометрического инверсионного анализа с использованием ион-сканирующей системы «ISS- 820» (MP 96/215)

180. Cook P.R., Brazell I.A. Shtctrofluorometric measurement of the binding of ethidium to superhelical DNA from cell nuclei. // Eur.J.Biochem.-1978.-v.84, N 2.-p.465-477.

181. Barcellona M.L., Favilla R., von Berger J., Avitabile M., Ragusa M., Masotti L. DNA-4\6-diamidine-2-phenylindole interactions: A comparative study employing fluorescence and ultraviolet spectroscopy. // Arch.Biochem.Biophys.-1986.-v.250, N 1.-P.48-53.

182. Brunk C.F., Jones K.C., James T.W. Assay for nanogram quantities of DNA in cellular homogenates. // Anal.Biochem.-1979.-v.92, N 2.-p.497-500.

183. Bauer W., Vinograd J. The interaction of closed circular DNA with intercalative dyes. I. The superhelix density of SV40 DNA in the presence and absence of dye. // J.Molec.Biol.-1968.-v.33, N l.-p.l41-171.

184. Cook P.R., В raze 11 I.A. Supercoils in human DNA. // J.Cell Sci.-1975.-v.19, N 2.-p.261-279.

185. Roots R., Kraft G., Gosschalk E. The formation of radiation-induced DNA breaks: The ratio of double-strand to single-strand breaks. // Int.J.Radiat.Oncol.Biol.Phys.-1985.-v.l 1, N 2.-p.259-265.

186. Manzini G., Barcellona M.L., Avitabile M., Quadrifoglio F. Interaction of diamidino-2-phenylindole (DAPI) with natural and synthetic nucleic acids. // Nuclei Acids Res.-1983.-v.l 1, N 24.-p.8861-8876.

187. Daxhelet G.A., Coene M.M., Hoet P.P., Cocito C.G. Spectrofluorometry of dyes with DNA's of different base composition and conformation. // Anal.Biochem.-1989.-v.179, N 2.-p.403-410.

188. LePecq J.-B., Paoletti C. A new fluorometric method for RNA and DNA determination. // Anal.Biochem.- 1966.-v.17, N 1 .-p. 100-107.

189. Федотов В.П., Москалев O.C., Ильин Б.Н. Оценка работоспособности у лабораторных животных в условиях токсикологического эксперимента. // Гигиена санитария.-1989.-№ 6.-С.84-86.

190. Плохинский Н.А. Биометрия. МГУ.-1970.-368 с.

191. Гублер Е.В., Генкин А.А. Применение критериев непараметрической статистики для оценки двух групп наблюдений в медико-биологических исследованиях.-М.:Медицина.-1969.-29 с.

192. Семенов В.В., Иванов С.Д., Кованько Е.Г., Ямшанов В.А. Влияние малых доз радиации на токсическое действие низких концентраций ртути. Тез. докл. 4-й международн. конф. «Радиационная безопасность: экология -атомная энергия», СПб, 2001, с.350-351.

193. Ozsahin M., Ozsahin H., Shi Y., Larsson В., Wurgler F.E., Crompton N.E. Rapid assay of intrinsic radiosensitivity based on apoptosis in human CD4 and CD8 T-lymphocytes.// Int.J.Radiation Oncology Biol.Phys.-1997.-V.38, N 2.-P.429-440.

194. Маянский A.H., Маянский H.A., Заславская М.И., Поздеев Н.М., Плескова С.Н. Апоптоз нейтрофилов. // Иммунология.-1999.-№ 6.-С.11-19.

195. Akgul С., Moulding D.A., Edwards S.W. Molecular control of neutrohil apoptosis. // FEBS Lett.-2001.-V.487, N 3.- P.318-322.

196. Pechatnikov V.A., Afanasye V.N., Korol B.A., Korneev V.N., Rochev Yu.A., Umansky S.R. Flow cytometry analysis of DNA degradation in thymocytes of y-irradiated or hydrocortison treated rats.// Gen.Physiol.Biophys.-1986.-V.5.-P.273-284

197. Miadokova E., Duhova V., Vlckova V., Sladkova L., Sucha V., Vlcek D. Genetic risk assessment of acid waste water containing heavy metals.// Gen.Physiol.Biophys.-1999.-V. 18, Focus issue.-P.92-98.

198. Mildvan A.S., Loeb L.A. The role of metal ions in the mechanism of DNA and RNA synthesis. In: Metals ion in genetic information transfer. Eichhorn G.L., Marzilli L.G. eds. New York: Elsevier.-1981.-p.l03-123.

199. Dhawan R., Dusenbery D.B., Williams P.L. A comparison of metal-induced lethality and behavioral responses in the nematode Caenorhabditis elegans. // Environ. Toxicol. Chem.-2000.-v.19, N 12.-p.3061-3067.

200. Mercury. Environmental Health Criteria. V.l.-Geneva: WHO.-1976.-149 p.

201. Stafford G.P., Haines T.A. Mercury contamination and growth rate in two piscivore populations.// Environ.Toxicol.Chem.-2001.-V.20, N 9.-P.2099-2101.

202. Лучник H.B. Особенности генетического действия малых доз радиации. // Научн.совет по проблемам радиобиологии. Инф. бюлл.-1976.-вып.19.-с.9-10.

203. Семенов В.В., Иванов С.Д., Кованько Е.Г. Влияние малых доз облучения на аккумуляцию низких концентраций свинца в организме и поведенческую активность животных. Москва: Токсикологический вестник, 2002, № 5,с.39

204. Семенов В.В., Гннак А. И., Иванов С.Д. Изменение аккумуляции ртути в организме под влиянием малых доз радиации. Сб. Экология Энергетика Экономика. - СПб: Изд-во «Менделеев», 2003.- № 8, с.42.

205. Иванов С.Д. Пострадиационные реакции ДНК нуклеоидов лейкоцитов крови. Определение, закономерности, диагностическое и прогностическое значение. Дисс.д-ра.биол.наук. СПб.:ЦНИРРИ.-1992.-305 с.

206. Lilley D.M., Chea D., Bowater R. // Quart. Rev. Biophys.-1996.-v.29, N 2.-p.203-225.

207. Muller W.-U., Streffer C. Risk to preimplantation mouse embryos of combinations of heavy metals and radiation. // Int.J.Radiat.Biol.-1987.-v.51, N 6.-p.997-1006.

208. Королева Е.Г. Экотоксикологические исследования последствий техногенного загрязнения.// Токсикологич. вестник-1995.-№ 1.-е. 15-20.

209. Leffler Р.Е., Nyholm N.E.I. Nephrotoxic effects in free-living bank voles in heavy metal polluted environment.// AMBIO.-1996.-v.25, N 6.- p.417-420.

210. Нежданова M.B., 1999. Нефротоксичкеский эффект свинца. В кн. "Свинец и здоровье детей: диагностика, лечение, профилактика" Под ред. С.П.Нечипоренко, СПб.: "Каро".-1999.-с.46-49.

211. Лазарев Н.В., Люблина Е.И., Розин М.А. Состояние неспецифически повышенной сопротивляемости. // Патол.физиол.эксперим.терапия.-1959.-№ 4.-е. 16-21.

212. Соркина Н.С., Молодкина Н.И., Ермолаенко А.Е., Лобанова Е.А., Легостаева И.Л. Материалы о корректировке ПДК свинца в воздухе рабочей зоны. // Медлруда пром.экол.-1998.-№ 12.-С.18-24.

213. Иваницкая Н.Ф. Экспериментальные данные о воздействии ионизирующего излучения и тяжелых металлов на организм. // Токсикологич. вестник.-1995.-№ 3.-С.21-24.

214. Кундиев Ю.И., Стежко В.А., Дмитруха Н.Н. и др. Зависимость изменения иммунных и биохимических механизмов поддержания гомеостаза от159материальной кумуляции свинца в организме (экспериментальное исследование)// Мед.труда.пром.экол.-2001.-№5.-с.11-17

215. Jadhav A.L. Low level lead exposure and central dopamineergic mechanisms.// ToxicoI.Lett.-1998.-v.95, Suppl. 1 .-p. 127.

216. Измеров Н.Ф. К проблеме оценки воздействия свинца на организм человека.// Мед.труда пром.экол.-1998.-№ 12.-c.l-4.

217. Семенов В.В., Иванов С.Д., Кованько Е.Г., Ямшанов В.А. Влияние малых доз радиации на токсические эффекты низких концентраций ртути. Москва: Токсикологический вестник, 2002, № 4, с.34-39.

218. Ivanov S.D., Semenov V.V., Kovanko E.G., Yamshanov V.A. Influence of low doses irradiation on accumulation of heavy metals in the organism and biological effects in rats.-In : "Metal Ions in Biology and Medicine", Paris, 2002, v.7, p.645-646.

219. Семенов B.B., Гинак А. И., Иванов С.Д. Сравнение информативности мониторинга свинца и результаты биотестирования для оценки риска отдаленных последствий Сб. Экология Энергетика Экономика. - СПб: Изд-во «Менделеев», 2003.- № 8, с.44.

220. Stubblefield W.A., Brinkman S.F., Davies Р.Н., Garrison T.D., Hockett J.R., Mclntyre M.W. Effect of water hardness on the toxicity of manganese to developing brown trout (Salmo trutta). // Environ.Toxicol.Chem.-1997-v.16, N 10.-p.2082-2089

221. Clemens S., Antosiewicz D.M., Ward J.M., Schachtman D.P., Schroder J.I. The plant cDNA LCT1 mediates the uptake of calcium and cadmium in yeast. // Proc.Natl.Acad.Sci.USA.-1998.-v.95, N 20.-p. 12043-12048.

222. Зубкова C.M., Любимова H.H., Никулина Л.А., Панова Л.Н., Королев Ю.Н. Пострадиационное восстановление печени при применении питьевых минеральных вод. // Радиац.биология. Радиоэкология.-1995.-т.35, № 6.-С.884-888.

223. Королев Ю.Н.,Панова Л.Н., Никулина Л.А., Загорская Н.З. Действие сульфатной минеральной воды при общем радиационном облучении в эксперименте.// Вопр.курортологии.-1996.-№ 9.-С.25-28

224. Книжников В.А., Грозовская В.А. Зависимость между содержанием фтора и кальция в пищевом рационе и устойчивостью животных к воздействию у-облучения.// Радиобиология. -1968,-т.У 11, вып.4.-с.429-433.

Информация о работе

Семенов, Владимир Всеволодович
кандидата технических наук
Санкт-Петербург, 2003
ВАК 03.00.16

Диссертация

Оценка и минимизация влияния низких доз техногенного радиационно-химического воздействия на млекопитающих - тема диссертации по биологии, скачайте бесплатно

Автореферат

Похожие работы