Эксклюзив
Садчиков Анатолий Павлович
18 марта 2020
692

Устойчивые загрязнители в морских экосистемах: контроль за их состоянием

ВВЕДЕНИЕ

​Загрязнения морских экосистем промышленными и бытовыми стоками в последние годы достигли огромных масштабов. Особенно сильно это заметно в морских водоемах с ограниченным обменом вод с океаном. Так,например, загрязнения привели к тому, что, начиная с конца 70-х годов ХХ века свободный сероводород, стал регулярно наблюдаться в водной толще придунайского района Черного моря. Это приводит к «заморным» явлениям и массовой гибели доннойфауны. Аналогичные очаги заражения придонных вод сероводородом с массовой гибелью ихтиофауны наблюдаются и в Азовском море (Пименов Н.В. и др., 2000; Боровская Р.Б. и др. 2009). В экосистемах океанов, особенно в Арктической зоне наблюдаетсяпостоянное увеличение концентрации тяжелых металлов и органических загрязнителей (Muir D., 2002; Виноградова А.А. и др., 2019). 

В связи с этим определение содержания ксенобиотиков в морских экосистемах и тканях водных организмов химико-аналитическими методами крайне необходимо. Однако это не всегда удается сделать, так как, во-первых, часто неизвестен даже класс химических соединений, которые необходимо контролировать. Во-вторых, действующие концентрации некоторых ксенобиотиков настолько малы, что для химико-аналитического контроля не всегда подходят даже специальные высокочувствительные методы анализа (Хмельницкий Р.А., Бродский Е.С., 1990; Лебедев А.Т. 2015) Многие биологически активные вещества, кроме того, нестабильны и после взаимодействия с биологической мишенью в короткие сроки распадаются. Определить последствия действия токсиканта, его мутагенные, канцерогенные свойства, а также механизмы его метаболизма можно только с помощью современных биотехнологических методов.

​Это объясняет возрастающий интерес к изучению отклика экосистем на антропогенные воздействия и современным биотехнологическим подходам, позволяющих проводить исследования на различных уровнях организации живых систем.

 

БИОТЕХНОЛОГИЧЕСКИЕ МЕТОДЫ АНАЛИЗА ЗАГРЯЗНЕНИЯ МОРСКИХ ЭКОСИСТЕМ.

​Биотехнологические методы и подходыпозволяют регистрировать изменения в клетках задолго до того, как наступят необратимые изменения в численности организмов, их биологической продуктивности, ареале распространения вида и т.п. 

Процессы взаимодействия ряда ксенобиотиков с биологическими мембранами приводят к индукции активности специфических мембранно-связанных ферментов. Эта индукция сохраняется длительное время (у некоторых холоднокровных морских животных на протяжении месяцев) и дает возможность судить о контакте организма с ксенобиотиком даже после того, как химическое соединение полностью выведено из организма или распалось. Таким образом, эколого-токсикологический анализ, контроль за состоянием экосистем на биохимическом уровне, на уровне клеточных мембран, приобретает все большее значение для решения проблем охраны окружающей среды (Kotelevtsev S.V. et al., 1994; Kotelevtsev et al.; 2002; Котелевцев С.В. и др., 2018). Этот контроль невозможен без использования современных биотехнологических методов и подходов.

В последнее время особое внимание уделяется анализу в морских экосистемах мутагенных и канцерогенных соединений. Мутагенные ксенобиотики, как правило, не вступают в пластический и энергетический обмен, но могут являться причиной серьёзных последствий для обитателей морских экосистем. Они могут вызывать биологический эффект даже при очень низких концентрациях. Процесс разложения и выведения их из организма морских растений и рыб идет очень медленно. В организме эти ксенобиотики под действием различных ферментов могут терять мутагенные свойства, но наблюдается и противоположенный эффект. Они порой становятся более мутагенными, чем исходные соединения, что связано с метаболической активацией. По пищевым цепям происходит накопление ксенобиотиков в тканях, их концентрации увеличиваются от звена к звену, несмотря на то, что активность детоксицирующих ферментов может возрастать. 

В нашей статье рассмотрим современные биотехнологии, которые позволяют проводить контроль за состоянием морских экосистем на молекулярном, мембранном и клеточном уровнях. Современные биотехнологии также позволяют исследовать эмбриогенез морских рыб в условиях invivo и in vitro под воздействием антропогенных факторов. В последнее время большое внимание уделяется действию нефтепродуктов и бурильных жидкостей на эбриогенез промысловых рыб (Аскерханова А., 1996; Архипов, 2015). 

Объектом биотехнологий может являться вся пищевая пирамида морской экосистемы от микроорганизмов и одноклеточных водорослей до рыб, морских млекопитающих, птиц и даже полярных медведей. Биотехнологии могут быть использованы и при анализе состояния различных функциональных систем человека (форменные элементы крови, иммунная система, ферментативная система плаценты и др.) (S.V. Kotelevtsev et al., 1995; Long M. et al., 2002; Морозов Д.Н. и др., 2012), что позволяет судить о состоянии экосистем.

 

 

 

 

ОСНОВНЫЕ КСЕНОБИОТИКИ В МОРСКИХ ЭКОСИСТЕМАХ

 

Основными особо опасными загрязнителями морских экосистем являются тяжелые металлы и некоторые​органические вещества, попадающиев океан в результате хозяйственной деятельности.Наибольшее внимание уделяется хлорированным углеводородам. Эти стойкие химические соединения относятся к группе неприродных компонентов среды (ксенобиотикам) и представляют наибольшую опасность для биосферы. Хлорированные углеводороды включают в себя хлорорганические пестициды (1,1,1-трихлор-2,2-бис(4-хлорфенил) этан - ДДТ и его производные, изомеры гексахлорциклогексана – ГХЦГ, гексахлорбензол –ГХБ, группу хлордана: оксихлордан, транс-хлордан, транс-нонахлор, цис-хлордан, цис-нонахлор и т.д.), а также соединения, сходные с хлорорганическими пестицидами по своим физико-химическим свойствам, – полихлорированные бифенилы (ПХБ) и полихлорированные камфены.

​Технический ДДТ – инсектицид, применяемый против комаров, вредителей хлопкасоевых бобов,арахиса. Кроме того, ДДТ является эффективнымсредством против саранчи. Он выпускался почти во всех доступных формах, включая растворы в ксилоле или нефтяных дистиллятах, смачиваемые водой порошки, гранулы, аэрозоли, дымовые свечи, наполнители для растворителей и лосьоны. Кроме бытовой пользы в качестве средства борьбы с такими вредителями, как мухитараканымоли, а также пользы для сельского хозяйства в качестве средствборьбы с колорадским жуком, тлей, ДДТ имеет ряд общепризнанных заслуг мирового масштаба. Среди них наиболее значимы следующие: в Неаполе была предотвращена эпидемия тифа (переносимая вшами), эпидемия малярии (переносчики комары) (в Индии,Греции, Италии и других странах). Использование ДДТ в рамках программы борьбы с малярией в значительной степени избавило Индию от висцерального лейшманиоза (переносчиком которой являются москиты) в 1950-е годы. После прекращения применения инсектицидов эпидемии висцерального лейшманиоза вспыхнули с новой силой, начиная с 1970-х. Применение ДДТ в сельском хозяйстве значительно повысило урожаи.  

 

 

 

 

Рис. 1. Структурная формула - ДДТ.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

​Хотя точных данных о мировом производстве ДДТ нет, но, по оценкам специалистов, с 1948 по 1993 гг. во всем мире было использовано более 2 млн. тонн ДДТ (Voldner, Li, 1995). Как в последующем выяснилось, ДДТ способен накапливаться в организме человека и животных. Запрещен для применения во многих странах, но производится до сих пор (Московкин Л.В., 2011).

​Сублетальные концентрации ДДТ для птиц составляют 100-2500 мг/кг, соответственно, в зависимости от вида и возраста птиц (WHO, 1989).ДДТ в настоящее время обнаруживается в тканях многих арктических птиц, тюленях, китах, белых медведях и других млекопитающих, а также в тканях пресноводных рыб и млекопитающих  (Tsuda T.,2012)

​Технический хлордан – инсектицид контактного и кишечного действия. Он состоит из смеси более чем 45 индивидуальных компонентов, из них 3-7 обычно регистрируются в объектах морской среды. Ограничения на использование хлордана были введены в начале 70-х годов ХХ векав Канаде и с 1987 г. в США, хотя в обеих странах еще в 80-е годы этот препарат использовался для борьбы с термитами. В 70-е годы использование хлордана была запрещено в большинстве стран Европы. В настоящее время производство и применение хлордана зарегистрировано в некоторых странах  Азии (Barrie et al., 1992). По решениюСтокгольмской конвенции от 23 мая 2001 года, хлордан запрещен к применению, производству и реализации. Сублетальные концентрации хлордана, в зависимости от вида птиц, варьируют от 220 до 1200 мг/кг (WHO, 1984).

Рис. 2. Структурная формула оксихлордана.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

  

Гексахлорбензо́л (ГХБ), — хлорорганическое соединение с формулой C6Cl6, использовавшееся в качестве инсектицида и фунгицида. Он используется также в смеси с другими препаратами дляпротравливания семян зерновых культур

 

 

Рис. 3. Структурная формула гексахлорбензола.

 

 

 

 

 

 

 

 

 

В отношении гексахлорбензола действует Стокгольмская конвенция, согласно которой данное вещество запрещено во всем мире.

Гексахлорбензол – политропный яд, воздействует на печень, центральную нервную и сердечно-сосудистую системы, нарушает порфириновый обмен, обладает кумулятивным действием.

До 1985 г. ГХБ использовался в США как пестицид. В небольших количествах этот препарат применялся также в качестве фунгицида для 

обработки зерна, однако уже в 70-х годах были введены некоторые ограничения на его использование. В середине 70-х годов объемы годового 

производства ГХБ составляли от 1000 до 2000 тонн (Courtney, 1979).

 

 

В настоящее время производство ПХБ не сократилось (Богданов К., 2020)

Гесоксохлоран образуется как сопутствующий продукт при производстве ряда хлорированных соединений, особенно полихлорированных бензолов, и некоторых пестицидов. Именно в качестве побочного продукта, по оценкам американских специалистов, производство ПХБ в 1986 г составило 4 тыс. тонн. ГХБ обладает сравнительно высоким биоаккумуляционым потенциалом, благодаря высокой липофильности и длительным периодом распада в биоте (Niimi, 1987). Согласно экспериментальным данным, сублетальные для животных концентрации ГХБ варьируют от 1700 до 10 000 мг/кг (EPA, 1985).

​Полихлорированные бифенилы – ароматические, синтетические химические вещества. Химическая формула ПХБ – С12Н10-nCln, где n варьирует от 1 до 10. Теоретически возможно существование 209 различных конгинеров; около 130 из них идентифицировано в промышленных продуктах. 

Начиная с 1929 г. ПХБ получили широкое применение в различных отраслях промышленности. Эти препараты используются в трансформаторах и крупных конденсаторах (в качестве диэлектрика), в системах теплопередачи и гидравлических системах, в рецептуре смазочных и охлаждающих масел, пестицидов, а также в качестве пластификаторов в красителях, в копировальной бумаге, в клеях, в замазках и пластических массах. 

Рис.4 Полихлорированные бифенилы

​В 70-е годы использование ПХБ в США было проанализировано И.Низбетом и А.Сэрофимом (Nisbet, I, Sarofim, A, 1972). Из общего количества 33 тыс. тонн 56% было использовано в качестве диэлектрика, 36% - в конденсаторах и 20% - в трансформаторах. Высвобождение ПХБ из различных пластификаторов оценивалось в 30%, из гидравлических жидкостей и смазочных препаратов - в 12%, из жидкостей, используемых для теплопередачи - в 1.5%. В мире производиться около 1,2 млн. тонн  ПХБ, из них 35% поступает в окружающую среду и лишь 4% подвергается разложению. (Tanabe, 1988).

Высвобождение ПХБ из различных пластификаторов оценивалось в 30%, из гидравлических жидкостей и смазочных препаратов - в 12%, из жидкостей, используемых для теплопередачи - в 1.5%. В мире производиться около 1,2 млн. тонн ПХБ, из них 35% поступает в окружающую среду и лишь 4% подвергаетсяразложению. (Tanabe, 1988).

​Серьезные ограничения на применение ПХБ были введены только в 1987 г., однако большая часть произведенного ПХБ либо еще используется, либо находится в местах хранения, что представляет потенциальную опасность загрязнения природной среды. Сублетальные концентрации ПХБ для различных видов птиц варьируют от 604 до 6000 мг/кг (Eisler, 1986).

​Все перечисленные соединения характеризуются биологическим и химическим постоянством в морской среде и имеют высокий потенциал биоаккумуляции и биомагнификации(биологическое усиление) — увеличение концентрации химических веществ на каждой ступени экологической пирамиды), что поставило их в список наиболее опасных химических веществ. Вследствие ярко выраженного липофильного характера, хлорированные углеводороды обладают способностью концентрироваться в жировых тканях. Устойчивость этих соединений возрастает с увеличением степени хлорированности. Биомагнификация хлорорганических соединений по пищевой цепи наиболее опасна для животных, обитающих в арктических районах, из-за высокой концентрации в их органах липидов и использования их для сезонного хранения энергии. Поэтому арктические и субарктические экосистемы особенно уязвимы при воздействии  на них хлорированных углеводородов.

Накопленные к настоящему времени данные об уровне загрязнения морских арктических экосистем сведены в различных обзорах (Jaworowski, J. 1989; Jensen, S.,1991; Savinova T. et al., 1995а; Ocean Pollution Statistics & Facts, 2020).

В Баренцевом море исследования уровня загрязнения морских птиц хлорированными углеводородами проводились в разные годы норвежскими и российскими исследователями. Наиболее высокие концентрации хлорорганических соединений зарегистрированы в высшем консументе баренцевоморской пищевой цепи – чайкахбургомистрах (Cавинова Т.Н.,1992). 

 

МИКРОБНЫЕ БИОТЕХНОЛОГИИ ДЛЯ КОНТРОЛЯ МОРСКОЙ СРЕДЫ

 

​Исследования, проведенные на шельфе в северо-западной части Черного моря, показали, что активизация деятельности микробиологических процессов в толще воды и донных осадках приводит к исчезновению кислорода и появлению сероводорода. Сероводород образуется в поверхностном слое донных отложений сульфатредуцирующими бактериями (Леин Ю.А. и др. 2019; Пименов Н.В. и др., 2000). Очаги сероводородного заражения регулярно отмечаются и в глубоководных впадинах Балтийского моря, а также в низовьях реки Преголя (Калининградская обл.) (Иванов М.В. и др. 1995). 

​В этой связи эффективность любых природоохранных мероприятий, проводимых соответствующими службами, должна оцениваться также специалистами – микробиологами и биотехнологами. В настоящее время существует комплекс биотехнологических методов и подходов, позволяющий количественно оценивать активностьтех или иных физиологических групп микроорганизмов, участвующих в процессах трансформации и круговорота химическихэлементов в морских водоемах. Принципиальное отличие предлагаемой отечественными исследователями (Институт микробиологии РАН) схемы исследования геохимической деятельности микроорганизмов в морских водоемах заключается в использовании классических микробиологических методов в сочетании с физико-химическими иизотопными методами. Такой подход предполагает следующие определения, проводимые в водной толще и донных осадках морских водоемов: 

​- определение общей численности микроорганизмов и численности отдельных физиологических групп (сапрофитов, нефтеокисляющих, сульфатредукторов, метаногенов и др.);

​- радиоизотопное определение скоростей ключевых микробиологических процессов, участвующих в процессах круговорота углерода и серы в морских водоемах с использованием меченых по углероду и сере субстратов – аналогов природных соединений (14С-бикарбонат, метан, ацетат, 35S-сульфат);

​- определение первичной продукции органического вещества (ОВ), а также ролихемоавтотрофных и метанотрофных микроорганизмов в продукции ОВ;

​- определение важнейших физико-химических параметров, влияющих на активность микроорганизмов (рН, Eh, содержание сульфатов, карбонатов, метана, сероводорода, кислорода, основных катионов в воде и донных осадках);

​- оценка геохимических последствий активности микроорганизмов на основании измерений изотопного состава углерода, метана, ОВ, бикарбоната, а также соединений серы. 

Предлагаемый комплексный подход для количественной оценки геохимической деятельности микроорганизмов отличается признанной на международном уровне новизной и с успехом апробирован в различных морских водоемах (Иванов М.В. и др., 1995), включая и районы океана с ледовым покровом (Kallistova А. и др., 2019).

Такие исследования позволяют выявить очаги возможных экологических катастроф, оценивать наиболее значимые факторы внешней среды, определяющие активацию микробных процессов. Результаты подобных исследований могут стать основой новых биотехнологий для очистки водных экосистем от высокотоксичных соединений – тяжелых металлов, пестицидов и других загрязнителей. 

 

БИОТЕХНОЛОГИИ, ОСНОВАННЫЕ НА ИССЛЕДОВАНИИ

ФИТОПЛАНКТОНА

 

Фитопланктон основной первичный продуцент морей и океанов, в связи с этим применение биотехнологий для исследования его функционального состояния весьма актуален. Биотехнологии контроля морской среды с помощью изучения фитопланктона основаны на анализе его способности к деградации ксенобиотиков и на исследовании изменения уровня фотосинтеза под воздействием антропогенных факторов.

Процессы деградации ксенобиотиков грибами, бактериями и животными изучены достаточно хорошо (Ручай Н.С. и др. 2006), однако аналогичные данные для водорослей немногочисленны (См. табл. 1).

Поскольку водоросли являются облигатными аэробами, логично было предположить, что для метаболизма ксенобиотиков они используют кислород. С использованием 18О2 (20% в газовой смеси), показано, что основными метаболитами бензпирена являются его цис-11,12- и цис-7,8-дигидродиолы, причем кислород в метаболитах оказался меченым (Cerniglia C. , 1992). Это означает, что в данной реакции участвуют ферменты диоксигеназного пути, схожие с таковыми у бактерий.

Деградация ксенобиотиков животными заключается в том, что в этот процесс вовлечены изоформы цитохрома Р450 – монооксигеназы. Ферменты диоксигеназного пути у животных отсутствуют. При образовании транс-продуктов невозможна дальнейшая деградация с разрывом кольца, и образовавшиеся метаболиты выводятся в виде конъюгатов с полярными молекулами глюкозы, ксилозы, глюкуроновой кислоты и тиоловой группой. Гидроксилирование и конъюгация – процессы, направленные на увеличение полярности метаболитов и облегчение их экскреции. 

 

Таблица 1. Способность различных водорослей и цианобактерий к окислению  полиароматических углеводородов (ПАУ) (по Cerniglia С., 1992).

 

Вещество

 

Виды водорослей

Источник

 

 

 

Нафталин

Oscillatoria sp., Nostoc sp., Anabaena sp., Chlorella autotrophica, Dunaliella tertiolecta, Chlamydomonas angulosa, Ulva fasciata, Cylindrotheca sp., Amphora sp., Nitzschia sp., Synedra sp., Navicula sp.

 

Cerniglia et al. 1979,1980, 1982; Narro et al. 1992a

Фенантрен

Oscillatoria sp., Agmenellum quadri-plicatum

 

Narro et al. 1992b

Бенз(а)пирен

Selenastrum capricornutum

Warshavsky et al. 1988, 1990

 

Принципиальная особенность деградации большинства ксенобиотиков водорослями обусловлена наличием у них диоксигеназной системы, образующей цис-замещенные дигидродиолы, что позволяет вести дальнейшую деградацию токсиканта с разрывом С–С связи в бензольном кольце. Если разрыв происходит в орто-положении, то образуются производные диосновных карбоновых кислот. Разрыв связи в мета-положении приводит к образованию альдо-(кето-) карбоновых кислот. Помимо этого, имеются сообщения, что водоросли, используют d-фенолоксидазу, цитохром Р450 и пероксидазу и способны образовывать транс-продукты (Cerniglia, С. 1992).

 

ВЛИЯНИЕ ПОЛИАРОМАТИЧЕСКИХ  УГЛЕВОДОРОДОВ (ПАУ) И ИХ МЕТАБОЛИТОВ НА ФОТОСИНТЕЗ

 

Особого внимания заслуживает влияние загрязнителей и их метаболитов на процесс фотосинтеза у водорослей. Было показано, (AlNaggar, Y, 2019), что ПАУ могут ингибировать процесс фотосинтеза, причем они приобретают такую способность только после предварительной фотоактивации. Эти данные были получены в опытах с антраценом, который после добавления в среду облучали либо желтым светом, либо светом по спектральному составу приближенному к дневному. 

В предохранении фотосинтетического аппарата клетки от фототоксического действия ПАУ большую роль играют каротиноиды. С использованием флуридона – ингибитора синтеза каротиноидов на культуре водоросли Selenastrum caprycornutumпоказано, что клетки с уровнем содержания каротиноидов ниже критического погибают даже при очень низкой концентрации антрацена при облучении УФ светом (Al Naggar, Y, 2019). Интактные клетки выдерживали большие дозы антрацена и УФ облучения. В этой же работе показано участие синглетного кислорода (такое состояние  кислорода обладает более высокой энергий, чем при обычном состоянии) как основного разрушающего агента во взаимодействии фотоактивированных ПАУ и водорослей.

​В настоящее время разработаны проточные флуориметры, которые позволяют проводить анализ уровня фотосинтеза на различных глубинах морей и океанов. При этом параллельно измеряются температура воды и ряд физико-химических параметров. Эти характеристики позволяют оценивать как первичную продуктивность, так и влияние загрязнителей на состояние фитопланктона(Котелевцев и др., 2018).

 

 

КОНТРОЛЬ МУТАГЕННЫХ И КАНЦЕРОГЕННЫХ СОЕДИНЕНИЙ В МОРСКИХ ЭКОЛОГИЧЕСКИХ СИСТЕМАХ С ПОМОЩЬЮ СОВРЕМЕННЫХ БИОТЕХМЕТОДОВ МЕТОДОВ.

 

Антропогенные эффекты в экосистемах обычно разделяют на две группы:

​- острый стресс, который характеризуется  внезапным началом, быстрым ростом интенсивности и короткой продолжительностью воздействия;

​- хронический стресс, при котором воздействия слабой силы длительны или часто повторяются – эффект так называемого «постоянного вмешательства» (Fiodorov, Gilmanov, 1980).

Как правило, экосистемы обладают устойчивостью, которые позволяют им переносить тяжелые периодические или острые изменения. Более того, многим популяциям необходимы некоторые стохастические вмешательства в их развитие, такие как огонь (степях) или резкие изменения климатических условий. Морские прибрежные экосистемы успешно восстанавливаются только после однократных воздействий. Эти изменения бывают не только природного происхождения, как штормы, извержения вулканов, или внезапные резкие изменения температуры воды. Однократное попадание даже значительных количеств токсичных соединений может быть не особенно опасными, если эти вещества нестабильны или быстро выводятся из экосистем. Однако хронические вмешательства могут привести к стабильным и необратимым последствиям, особенно в случае загрязнения химическими отходами, которые не имелись до этого в окружающей среде. Как правило, эти компоненты, чужеродные для организмов, ксенобиотики, не принимают участие ни в энергетическом, ни в пластическом обмене веществ, не накапливаются в тканях и подвергаются (с той или иной скоростью) химическим изменениям в процессе взаимодействия с жизненно важными биологическими молекулами, такими как ДНК, РНК, белки.

​Канцерогенные и мутагенные соединения наиболее опасны из этих воздействий, так как их влияние проявляется не только один раз, но и через несколько поколений. Накапливаясь в экосистемах, они могут необратимо изменять биоценоз (Федоров, Гильманов, 1980). Кроме того, эти мутагенные компоненты, как правило, канцерогенные, вызывают появление опухолей у многих водных животных (включая морскую рыбу), а также у людей (Anderson, 1983, см. такжеhttp://www.aqualover.ru/disease_and_problems/fish-tumor-cancer-tumor.html; https:// poisk-ru.rus7344t5.html )

​По некоторым оценкам мутагены составляют не менее 5% от общего числа антропогенных загрязнений экосистем. Эти соединения могут не обладать острой токсичностью, но, накапливаясь в организме, проявляют продолжительное действие с особо опасными последствиями. Среди генотоксичных соединений следует различать химические соединения, которые активно реагируют и, таким образом, могут образовывать аддукты(соединения) с ДНК непосредственно, и соединениями, которые требуют метаболических изменений или активации для проявления генотрансформирующей активности. Примером непосредственно взаимодействующих веществ могут служить алкилсульфат, эпоксиды, ароматические N-оксиды, ароматические нитросоединения, лактоны, алкилнитраты, нитрозамиды. Примеры веществ, реагирующих после модификаций: полициклические ароматические гидрокарбоны (PAHs), ароматические амины, алкил- и арилнитрозамины, ароматические соединения азота и алифатические винилсодержащие соединения. Кроме этих ксенобиотиков, некоторые природные вещества также могут обладать генотоксичностью (https:// poisk-ru.rus7344t5.html ).

Мутагенные и канцерогенные соединения, образовавшиеся в результате  промышленной и сельскохозяйственной деятельности, рано или поздно попадают в морские экосистемы, переносимые реками и с атмосферными осадками. Значительная часть этих соединений попадает в моря непосредственно во время разливов с кораблей, перевозящих нефть, нефтяные продукты или другие токсичные химические вещества, иногда во время кораблекрушений. Существенное количество мутагенных соединений попадает в морские экосистемы в случае добычи нефти и газа на шельфах. В течение последних десятилетий отмечен резкий рост числа опухолевых образований в тканях морских рыб, в том числе потребляемых человеком в пищу (De Flora et al., 1991; Krystnell A. S. 2012). Некоторые заболевания имеют вирусноепроисхождение, но большая часть связана с загрязнением морей и океанов мутагенными и канцерогенными ксенобиотиками.

Одно из характерных черт мутагенных и канцерогенных веществ – способность проявлять биологическое воздействие в очень низких концентрациях. Это мешает их аналитическому определению в биологических тканях (Лебедев А.Т. 2015). С другой стороны, с помощью химических методов невозможно определить, где вещества проявляют канцерогенное, а где мутагенное действие. По этой причине современные биотехнологии, биологические тесты и биологические показатели канцерогенности и мутагенности соединений имеют всё большее значение.

Увеличение содержания мутагенных соединений в морепродуктах, использующихся в пищу человеком, приводит к необходимости мониторинга генотоксичных соединений в прибрежных водах и, особенно в тех местах, где проводится промышленный лов рыбы и моллюсков. Действительно, мутагенные и канцерогенные соединения, накапливающиеся в морских животных, могут не только изменять существующие экосистемы, но представляют прямую опасность для человека.

​Мутации - наследственные изменения, приводящие к увеличению или уменьшению количества генетического материала, изменениям структуры хромосом или нуклеотидной последовательности генов. Мутации могут возникать спонтанно или под действием различных мутагенных факторов, таких как ультрафиолетовое (УФ) облучение, ионизирующие излучения, химические мутагены. Принято выделять следующие типы мутаций: ​

​- изменение плоидности в ядре, то есть количества хромосом в ядре;

​- хромосомные мутации - широкая группа перестроек (аберраций) хромосом, включающих обмен частями между негомологичными хромосомами (транслокация), изменение ориентации внутренних частей хромосом на противоположную (инверсия), утрата частей хромосом (делеция) или удвоение частей (дупликация), включение посторонних фрагментов ДНК (инсерция) и разрывы хромосом (фрагментация). Хромосомные перестройки, особенно такие, как делеции и фрагментации, ведут, главным образом, к снижению жизнеспособности или гибели клеток.

​Точковые (генные) мутации - изменения в нуклеотидных последовательностях ДНК. Могут быть двух типов: замены оснований, т.е. изменение одного из азотистых оснований ДНК на другое, и сдвига рамки считывания генетического кода (вставка или выпадение одного из нуклеотидов ДНК). Хотя во многих случаях генные мутации, также как и хромосомные, являются летальными, именно генные мутации вносят основной вклад в изменчивость наследственных признаков (фенотипа). Они лежат в основе многих аномалий развития организмов, наследственных заболеваний, злокачественного перерождения клеток.

​Необходимо иметь в виду, что генотоксические агенты вызывают, помимо мутаций, и другие генетические эффекты. Прежде всего, это разнообразные повреждения ДНК: разрывы одной или обеих нитей в дуплексе ДНК (однонитевые и двунитевые разрывы, соответственно), бреши, модификация азотистых оснований ДНК, утрата пуриновых оснований и многие другие. Эти первичные повреждения ДНК являются объектом исправления со стороны разнообразных специальных репарационных систем, в результате работы которых они либо устраняются, либо превращаются в генные мутации. Поэтому уровень функционирования клеточных репаративных процессов (например, так называемого внепланового синтеза ДНК), индуцированных химическим веществом, является показателем ДНК-повреждающей активности этого вещества.

​Далее, повреждения ДНК, особенно разрывы ДНК и бреши, являются рекомбиногенными, то есть приводят к повышению частот генетических рекомбинаций, что также может быть использовано для оценки генотоксичности ксенобиотиков. 

​Ввиду того, что повреждения ДНК могут превращаться в мутации и приводить к рекомбинациям, индукции репарационных процессов, индукции профагов в клетках лизогенных бактерий и т.п., то есть, имеют одну первопричину, между этими явлениями существует глубокая связь. Сложность этих процессов и разнообразие вызываемых ими генетических последствий обусловливает применение широкого набора различных тестов их изучения.

​Большинство химических мутагенов является веществами чужеродными для организма (ксенобиотиками). Как и всякий ксенобиотик, мутаген претерпевает в организме ряд превращений, которые можно условно разделить на ряд этапов. В цитоплазме клетки мутаген встречается со многими ферментными системами. Эти системы могут разрушить молекулу мутагена, в результате чего он утратит свои мутагенные свойства, но часто возникает и противоположная ситуация, когда метаболиты данного ксенобиотика оказываются более мутагенными, чем исходное вещество. Тогда говорят о метаболической активации мутагена. В результате взаимодействия с хромосомами клетки мутаген вызывает в них потенциальные изменения, которые могут реализоваться в истинные мутации или быть "залечены" ферментными системами, следящими за постоянством структуры ДНК и репарирующими любые нарушения ее, возникающие как спонтанно, так и под влиянием разнообразных мутагенных воздействий.

​Существенное значение имеет место поступления мутагена в организм. Мутагены, всасывающиеся в ротовой полости, прямой кишке, в легких или через кожу, поступают в систему общего кровообращения. Мутагены, всасывающиеся в других отделах желудочно-кишечного тракта, прежде чем достигнуть общего кровотока, попадают в печень, где особенно мощно представлены все системы метаболизма ксенобиотиков.

​Серьезное значение для последующего мутагенного действия имеют его концентрация в крови, его связывание белками сыворотки крови, белками в межклеточном пространстве и в цитоплазме клеток, скорость проникновения через различные мембраны, наличие в них транспортных систем, скорость кровотока.

​Многие мутагены, попав в организм, связываются белками сыворотки крови. Такое связывание имеет двоякое значение для судьбы мутагена и последующего его мутагенного действия. С одной стороны, связывание мутагена белками уменьшает возможность его воздействия на ДНК и тем самым снижает его мутагенное действие, но, с другой - связывание мутагена с белками обычно является обратимым процессом. Мутаген в связанном состоянии успешно переносится кровью в отдаленные участки организма, а при снижении концентрации свободного мутагена происходит диссоциация комплекса мутагена с белком с высвобождением свободно мутагена. В таких случаях белок служит как бы транспортным средством и фактором, защищающим мутаген от преждевременного разрушения системами метаболизма. 

Существенным является вопрос о прохождении мутагенов через трансплацентарный барьер, что связано с возможным тератогенным их действием и со способностью вызывать мутации у плода. 

​Эффективность воздействия мутагена зависит от концентрации его в месте действия и от длительности его пребывания там, которое в значительной мере зависит от особенностей взаимодействия мутагена с белками и нуклеиновыми кислотами данной ткани. Существенное значение имеет и скорость выведения мутагена из организма. 

​Достигнув клетки-мишени, мутаген должен пройти через наружную клеточную мембрану. Контакт с клеточной мембраной во многих случаях предопределяется наличием на ее поверхности специальных рецепторов, необходимых для связывания и прохождения мутагена в клетку. Процесс прохождения мутагена через мембрану контролируется и генетически. 

​Существуют экспериментальные доказательства того, что при развитии устойчивости клеток к повреждающему действию мутагенных цитотоксических препаратов изменяются свойства мембран клеток, что препятствует проникновению этих соединений в клетку. Было показано (Ling V. et al., 1985), что в мембранах клеток, устойчивых к цитотоксическим агентам содержится особый белок Р-гликопротеин, который влияет на проницаемость мембраны и препятствует проникновению цитотоксических веществ.

​Таким образом, способность мутагена вызывать мутации определяется и способом прохождения мутагена через мембрану клетки. Последний же определяется агрегатным состоянием вещества и физиологическим состоянием мембраныhttps://yandex.ru/images/search?text=пути%20поступления%20мутагена).

В качестве биотехнологических тест систем для анализа окружающей среды широко используются тест-системы на основе индукции изоформ цитохрома Р-450 в микросомной фракции печени рыб. Изофомы цитохрома Р-450 индуцируются при малейшем попадании в организмы рыб кснобитиков (Котелевцев С.В. и др. 1986; Котелевцев С.В. и др. 2018)

​Мы проводили анализ индукции монооксигеназных активностей в микросомах лещей Рыбинского водохранилища, отловленных в его различных районах. Было показано, что уровень индукции монооксигеназ существенно зависит от места вылова рыбы и коррелирует с содержанием в воде и донных отложений ксенобиотиков (в первую очередь полихлорированных бифенилов). При этом максимальный уровень цитохрома P450IAI в микросомах печени лещей был зарегистрирован в наиболее загрязненных районах.

Полученные результаты позволили проводить биохимический мониторинг Рыбинского водохранилища и свидетельствуют о существенном влиянии выбросов Череповецкого металлургического комбината и сточных вод города Череповец на экосистемы.

​Индукция монооксигеназных активностей печени может происходить не только у рыб, но и в мембранах эндоплазматического ретикулума других животных. Особый интерес в этом смысле представляют рыбоядные птицы, которые занимают конечные звенья пищевой цепи. 

​Помимо ферментов монооксигеназной системы в детоксикации ксенобиотиков в тканях рыб и птиц существенное участие принимают и, так называемые, ферменты II-ой фазы детоксикации, осуществляющие реакции конъюгации. В общем виде, электрофильные интермедиаты, продуцируемые в ходе монооксигеназных реакций, являются субстратами глутатион S-трансферазы (GST) и в ходе реакций конъюгации с глутатионом превращаются в безвредные продукты. GST также способна необратимо (ковалентно) связывать различные ксенобиотики, являясь, таким образом, белком-нейтрализатором или транспортным белком. GST печени птиц, по-видимому, играет ключевую роль в защите тканей от электрофилов и других соединений, повреждающих клетку. К сожалению,данных об активности этого фермента в тканях рыбоядных птиц очень немного.

​Таким образом, исследование активности GST в тканях птиц, особенно в сочетании с изучением других ферментов детоксикации (монооксигеназная система, эпоксидгидролаза и др.), является необходимым шагом в понимании природы различных патологий, вызываемых ксенобиотиками в их тканях.

​Среди других ферментов детоксикации в печени важную роль играет УДФ-глюкуронозилтрансфераза (UDP), осуществляющая конъюгацию ксенобиотиков с УДФ-глюкуроновой кислотой. Важность этого фермента подчеркивается и тем, что он принимает участие в метаболизме таких эндогенных соединений как билирубин, тироксин, тетрагидрокортизол, стероидные гормоны. 

​Были проведены исследования этих ферментов и активностей изоформ цитохрома Р-450 в печени моевок (Rissa tridactila ) на птичьем базаре острова Хорноя (северная Норвегия). Измерения проводили как в норме, так и после инъекции птицам ксенобиотиков метилхолантрена и DDT. Параллельно в тесте Эймса исследовали содержание в тканях этих птиц и в некоторых других компонентах экосистемы острова Хурноя мутагенных и канцерогенных соединений. Тест позволяет не только регистрировать мутагенные соединения, но определять характер их метаболической активации в мембранных системах цитохрома Р-450. 

​Были получены следующие результаты. В пробах воды не обнаружено мутагенного эффекта ни на одном из тестерных штаммов. В водорослях также практически не накапливается генотоксических соединений. Только одна проба, отобранная возле причала, проявила слабый прямой мутагенный эффект типа сдвига рамки считывания, который полностью устраняется системой метаболической активации, используемой в тесте. Экстракты тканей бокоплавов, напротив, проявили непрямой мутагенный эффект типа замены оснований, но также лишь в одном из вариантов опыта.

​Моллюски являются сильными аккумуляторами генотоксических соединений, что определяется особенностями их образа жизни и метаболизма. Однако наше исследование не выявило сколько-нибудь значительного накопления ксенобиотиков в моллюсках. Только в одной из 5 исследованных проб гастропод обнаружен прямой мутагенный эффект на штамме сальмонеллы ТА 98.

​В нескольких пробах полихет выявлен слабый мутагенный эффект типа сдвига рамки считывания как в присутствии системы метаболической активации, так и без нее.

​Таким образом, можно сделать выводы, что в начальных звеньях исследуемой пищевой цепи не происходит значительного накопления генотоксических соединений, регистрируемых в тесте Эймса. Можно предположить, что ксенобиотики накапливаются в данных организмах в количестве, не достаточном для регистрации в используемой тест-системе, однако при аккумуляции по пищевым цепям происходит их концентрирование.

​Действительно, у мойвы в мышцах накапливаются прямые мутагены (штамм ТА 98, -МА). Однако система метаболической активации полностью инактивирует проявляемый мутагенный эффект. 

​В мышцах трески, выловленной в прибрежных водах острова Хорноя, была обнаружена слабая прямая и промутагенная активность типа сдвига рамки считывания. В печени были обнаружены мутагенные соединения обоих типов, причем в одной из проб мутагенное действие проявлялось только после метаболической активации.

​В контрольной группе взрослых птиц (экстракты тканей мышц) 10 из 11 исследованных образцов проявили прямой мутагенный эффект типа сдвига рамки считывания (ТА 98, - МА). В шести из этих случаев метаболическая активация снижала или даже устраняла обнаруженный эффект, однако 4 пробы проявили и промутагенный эффект того же типа (ТА 98, + МА). На штамме сальмонеллы ТА 100 было зарегистрировано больше промутагенных соединений (+МА), проявлявших мутагенный эффект только после взаимодействия с системой метаболической активации (4 пробы из 11). И только один экстракт обладал слабым прямым мутагенным действием (МА).

​Мышцы птенцов накапливают существенно меньшие количества генотоксических соединений. Из пяти исследованных образцов лишь один выявил слабый прямой мутагенный эффект на штамме сальмонеллы ТА 98.

​Яйца чаек занимают промежуточное положение по степени аккумуляции ксенобиотиков между взрослыми птицами и птенцами.

​Таким образом, из анализа представленных данных можно заключить, что аккумуляция генотоксических соединений происходит по пищевым цепям. В экстрактах образцов организмов, представляющих нижние звенья пищевой цепи, в данном исследовании не удалось выявить значимого накопления мутагенных ксенобиотиков. Если в воде они вовсе не были зарегистрированы, то в некоторых экстрактах водорослей, моллюсков, бокоплавов, полихет и мойвы наблюдается уже слабое накопление мутагенов. В исследованных экстрактах мышц трески аккумуляция генотоксических соединений происходит уже в значительной части проб. 

​В мышцах моевок, питающихся рыбой и занимающих высший трофический уровень, происходит уже заметное накопление мутагенных ксенобиотиков (в 10 из 11 исследованных проб обнаружены мутагены того или иного типа). 

​В мышцах птенцов, аккумуляция мутагенов незначительна. По видимому, генотоксические соединения поступают с пищей в довольно низких концентрациях и для их накопления в мышцах необходим более длительный период времени. Естественно, следует рассматривать возможность накопления птицами мутагенных соединений не только непосредственно на птичьем базаре, но и в местах, где они питались до перелета к месту гнездовья.

​С целью исследования характера детоксикации мутагенных соединений птицам вводили индуктор монооксигеназной системы – метилхолантен (МС). Инъекция МС вызвала небольшое снижение количества мутагенов в экстрактах тканей мышц, проявляющих промутагенную активность на обоих штаммах. Относительное количество выявленных прямых мутагенов практически не изменилось. По-видимому, это связано с тем, что введение индуктора вызывает активацию системы цитохрома Р-450 и усиленную трансформацию ксенобиотиков в печени моевок.

​В целом можно отметить, что введение индукторов монооксигеназ не оказывает заметных изменений в накоплении генотоксических ксенобиотиков мышцами моевок на протяжении 2 суток, но приводит к существенному увеличению активности ферментов детоксикации.

​Аккумуляция мутагенных соединений в тканях рыб и животных связано с активностью системы их детоксикации и метаболической активации. Микросомная система печени рыб менее активна по сравнению с моевками. Уровень содержания цитохрома Р-450 в микросомах печени трески изменялся от 0.17 до 0.22 нмоль/мг белка микросом, в то время как в печени птиц концентрация цитохрома Р -450 выше почти в двое. 

​Содержание цитохром Р-450 и уровень монооксигеназных активностей в микросомной фракции исследованных птиц незначителен, однако МС вызывает существенную индукцию монооксигеназ (см. таблицу 2)

Табл.2. Содержание цитохрома Р-450 в микросомах печени моевок в норме и после индукции 3-метилхолантреном (+ МС)

 

Самцы

Самцы +МС

Самки

Птенцы

Цит. Р-450

(нмоль х мг-1 белка микросом)

 

0.26 ± 0.11

 

0.55 ± 0.13

 

0.36 ± 0.09

 

0.14 ± 0.8

 

​В норме в микросомной фракции печени моевок активность монооксигеназ незначительна, особенно низок уровень монооксигеназ и монооксигеназной активности во фракции печени птенцов. Однако, учитывая возможность индукции монооксигеназ, возможно использовать этих птиц для проведения мониторинга морских экосистем. 

​В микросомной фракции птиц ферменты конъюгации также достаточно активны, хотя менее эффективно индуцируются МС.

​В эксперименте птицам вводили не только МС но и ДДТ (2 мг/кг веса). В этой концентрации ДДТ не приводил к гибели птиц и не вызывал индукции монооксигеназ, однако при совместном введении ДДТ и МС снижался уровень индукции монооксигеназ, вызванный, по-видимому, его токсическим действием. Кроме этого, инъекция ДДТ приводила к интенсификации неферментативного перекисного окисления липидов в микросомах печени моевок. 

​Таким образом, в печени моевок достаточно активно функционируют как ферменты системы цитохрома Р-450, так и ферменты второй фазы детоксикации. По-видимому, уровень накопления ксенобиотиков в печени может зависеть от активности этих ферментов. 

​Активность ферментов детоксикации и способность этих ферментов к индукции возрастает по мере усложнения организации вида. Так, например, у водорослей ферменты, участвующие в окислении ксенобиотиков (пероксидаза, система цитохром Р-450), обладают низкой активностью. В тканях моллюсков и полихет детоксикация осуществляется в основном ферментами второй фазы. В тканях рыб как ферменты системы цитохрома Р-450, так и ферменты конъюгации уже достаточно активны и хорошо индуцируются.

​Рыбоядные птицы, представляющие конечное звено пищевой цепи прибрежных экосистем, имеют полный набор ферментов детоксикации и метаболической активации и, несмотря на это, именно в их тканях происходит максимальное накопление мутагенных и канцерогенных соединений. 

​В тесте Эймса с системой метаболической активации из печени крыс, индуцированных Соволом, часть этих соединений детоксицируется. Это свидетельствует о том, что, несмотря на высокий уровень индукции, монооксигеназные системы птиц в норме не могут осуществить метаболизм всех поступающих в их ткани ксенобиотиков.

​Зарегистрированное нами накопление мутагенных соединений в тканях моевок говорит об опасном уровне присутствия мутагенных и канцерогенных ксенобиотиков в их тканях и о возможной опасности для экосистемы дальнейшего загрязнения прибрежных вод мутагенными и канцерогенными соединениями.

​Таким образом, современные биотехнологические методы позволяют контролировать присутствие в морских экосистемах опасных ксенобиотиков и должны шире использоваться в охране окружающей среды.

 

Литература

Архипов А.Г. (2015) Применение результатов изучения раннего онтогенеза морских промысловых рыб в рыбохозяйственной деятельности. Труды ВНИРО 2015 г. Том 156 Водные биологические ресурсы УДК: 597–152.6+597–13+597–152.412 

Аскерханова А.К. (1996) «Мембранные структуры эмбрионов рыб под влиянием токсикантов» Диссертационная работа кандидата биологических наук по специальности 11. 00.11 - «Охрана окружающей среды и рациональное использование природных ресурсов (по биологическим наукам), научный руководитель С.В. Котелевцев, Москва, МГУ.

Боровская Р.В., Ломакин П.Д., Панов Б.Н., Спиридонова Е.О. (2009) Выявление признаков придонной гипоксии в Азовском море и Керченском проливе на базе контактных и спутниковых данных. Геология и полезные ископаемые Мирового океана 4, 71-78.

Котелевцев С.В., (1986) Стволинский С.Л., Бейм А.М. Эколого-токсикологический анализ на основе биологических мембран. Москва: Изд-во МГУ. 106 с.

Пименов Н.В., И.И.Русанов, С.К.Юсупов и др. Микробиологические процессы на границе аэробных и анаэробных вод в глубоководной зоне Черного моря. Микробиология, 2000, 69, с. 527-540.

Пименов Н.В., А.С.Саввичев, И.И.Русанов и др.  Микробиологические процессы цикла углерода и серы на холодных метановых сипах северной Атлантики. Микробиология, 2000, 69, с. 831-843.

Савинова Т.Н.  Химическое загрязнение северных морей. Апатиты, 1990. 145 с.

Савинова Т.Н. Содержание загрязняющих веществ в морских птицах Баренцева моря: результаты и перспективы исследований // Теоретические подходы к изучению экосистем морей Арктики и Субарктики. Апатиты, 1992. С.113�116.

Хмелницкий Р.А., Бродский Е.С. (1990) Хроматомасс-спектрометрия загрязнителей окружающей среды. //Химия, Moсква, с. 18 - 34(inRussian).

Федоров В.Д., Гильманов Т.Г. Экология. // М., изд-во МГУ, 1978. 464 с.

Anderson D. (1993) Mechanisms of mutagenecity and tumor formation, in: F. Arinc (Ed.), Molecular aspects of oxidative drag metabolizing enzymes: there significance in environmental toxicology, chemical carcinogenesis and health. Book of abstracts and short lecture notes, Middle East Technical University, Turkey, pp. 19-26.

Ballschmiter K., Zell M. Analysis of polychlorinated biphenyls (PCB) by glass capillary: gas chromatography // Fresenius Z. Anal. Chem. 1980. V. 302. P. 20-31.

Barrie L., Gregor D., Hargrave B., Lake R., Muir D., Shearer R., Tracey B., Bidleman, T. Arctic contaminants: sources occurrence and pathways // Sci. Total Environ. 1992. V. 122. P. 1-74

Courtney K. Hexachlorobenzene: A review // Environ. Res. 1979. V. 20. P. 225-266.

De Flora, S., M. Bagnasco and P. Lanacchi  Genotoxic, carcinogenic and teratogenic hazards in marine environment with special reference to the Mediterranean Sea, Mutat. Res., Rev. Genet. Toxicol., 1991, 258, 285-320.

Eisler R. Polychlorinated biphenyl hazards to fish, wildlife and invertebrates: a synoptic review // Biological Report 85 (1.7). U.S. Fish and Wildlife Service. 1986.  72 p.

EPA. Health Assessment Document for Chlorinated Benzenes U.S. , 1985.

Falkowski P.G., Kiefer A. (1985) Chlorophyll a fluorescence in phytoplankton: relationship to photosynthesis and biomass.  J. Plankton Res., 7.(5), 715-731. 

Ivanov, N.V., Pimenov, I.I., Rusanov et al. Microbial processes of the methane cycle at the north-western shelf of the Black Sea (2002) 54, 589-599.

Ivanov, N.V., Pimenov, I.I., Rusanov et al. Microbial processes of the methane cycle at the north-western shelf of the Black Sea (2002) 54, 589-599.

Jaworowski Z. Pollution of the Norwegian Arctic: A review // NorskPolarinstitutt, Rapportserie. 1989. N.55.  105 p.

Jensen S. Report on organochlorines //The state of the Arctic environment reports. Rovaniemi. 1991. P. 335-405.

Kotelevtsev S.V., Stepanova L. I., Glaser V. M.,Biomonitoring of Genotoxisity in Coastal Water. In book Biomonitoring of Coastal Waters and Estuaries. Kramer, K.J.M. ed., CRC Press Inc.,1994, p. 227-245.

Kotelevtsev S.V., Obraztsov V.V., Novikov K.N., Stepanova L.I., Brusovanik V.I., Schoychet J.N., Hanninen O. Placental monooxygenase and conjugating activities of Altay new-borns suffering from haemolytic jaundice. Bioindicators of environmental health. Ed. M. Munovar et al. SPB Academic Publishing bv/Amsterdam. 1995. p. 251 - 263

Kotelevtsev S.V., M.V.Savinov, L.I.Stepanova (2002) The accumulation and metabolizm of mutagenic compounds in aquatic ecosystems.  AMAP conference and workshop: Impact of POPs and mercury on Arctic environments and humans. Tromso, 24

Krause G.H., Weis E. (1991) Chlorophyll fluorescence and photosynthesis: The basics. Annu. Rev. Plant Physiol., 42,   313-349 

Linstrom-Seppa P.,  A. Oikari Biotransformation and other toxicological and physiological responses in rainbow trout (Salmo gairdneri Richardson) caged in lake receiving effluents of (from) pulp and paper industry, Aquatic Toxicology, 1990, 16, 187-204.

Long M. et al (2002). Determination of dioxin-like activity in human whole serum samples as effect biomarkers of organochlorine accumulation. AMAP conference and workshop: Impact of POPs and mercury on Arctic environments and humans. Tromso., 99.

Muir D.C.G (2002). POPs and mercury in Arctic; curent status and futer trends.. AMAP conference and workshop: Impact of POPs and mercury on Arctic environments and humans. Tromso., 11

Odum H. T. Ecology. NY – London, 1963.

Savinova T.N., Gabrielsen G.W., Falk-Petersen S.Ё(1995). Chemical Pollution in the Arctic and Sub-Arctic Marine Ecosystems: an Overview of Current Knowledge // NINA-fagrapport., N 1, 68 p.

Tanabe S. PCB problems in the future: Foresight from current knowledge // Environ. Pollut. 1988. V. 50.  P. 5-28.

Voldner E.C., Li Y.E. Global usage of selected persistent organochlorines // Sci. Total Environ. 1995. V. 160/161.  P. 201-210.

WHO. Environmental Health Criteria 83: DDT and its derivatives - environmental aspects. WorldHealthOrganization. 1989. Geneva.

Лебедев А.Т. Масс-спектрометрия в органическойхимии. Издание второе, переработанное и дополненное Москва: ТЕХНОСФЕРА, 2015.).

Котелевцев С.В.Маторин Д.Н.Садчиков А.П.Экологическая токсикология и биотестирование водных экосистем (2018) ИНФРА-М Москва, ISBN 978-16-010160-6, 252 с.

Tsuda T. (2012) Residue of DDT and HCH in fish from Lakes and rivers in the world. DOI:10. 5772/48725.https://www.intechopen.com/books/pesticides-recent-trends-in-pesticide-residue-assay/residue-of-ddt-and-hch-in-fish-from-lakes-and-rivers-in-the-world.

Электронный ресурс.  Ocean Pollution Statistics& Facts (2020)

https://www.greenandgrowing.org/ocean-pollution-facts-need-know/просмотр 10.2. 2020

 

Электронный ресурс. Изменение активности -450 EsoxLucius при загрязнении водоёмов тяжёлыми металлами. Экология Баренцева моря.  Просмотров: 209.http://barenzevo. arktikfish.com/index.php/ekologiya-barentseva-morya/647-izmenenie-aktivnosti-ts. Последний просмотр 10.2. 2020.

Электронный ресурс.Морозов Д.Н, Н. П. Ткач, Р. У. Высоцкая, Н. А. Кашулин
Институт биологии Карельского научного центра РАН, Петрозаводск,http://barenzevo.arktikfish.com/daimonl0041979@mail.ru просмотр 10.2. 2020

Электронный ресурс. Московкин Л.В., 2011. ДДТ до сих пор производят для борьбы с комарами.

https://leo-mosk.livejournal.com/последний просмотр 18.02 2020.

Ручай Н.С., Макаревич Р.М. (2006). Экологическая биотехнология. Минск, 216 стр.

Электронный ресурс. Опухоли. Канцерогенные опухоли или рак у рыб.http://www.aqualover.ru/disease_and_problems/fish-tumor-cancer-tumor.html

Awholenewlook. Blackpatchesoncoraltrout (top) may be skin cancer, a condition not seen in the fish at the bottom.

 By Krystnell A. StorrAug. 1, 2012 ,Yes, Fish Get Skin Cancer, TooMICHELLE HEUPEL/AUSTRALIAN INSTITUTE OF MARINE SCIENCE

https://www.sciencemag.org/news/2012/08/yes-fish-get-skin-cancer-too

Электронный ресурс. Рекомендации по ликвидации СОЗ. Ценное химическое сырье Н Консультант-эксперт FLAMAX, К. Богданов https://www.flamax.ru/

Kravchishina M.D.LeinA.YuBoevA.G.ProkofievV.YuStarodymovaD.P.DaraO.M.NovigatskyA.N.,LisitzinA.P.(2019) Hydrothermal Mineral Assemblages at 71 N of the Mid-Atlantic Ridge (First Results)вжурналеOceanology, издательствоMaikNauka/Interperiodica Publishing(Russian Federation), том 59, № 6, с. 941-959 DOI

Kallistova A.Kadnikov V.Rusanov I.Kokryatskaya N.Beletsky A.Mardanov A.Savvichev A.Ravin N.Pimenov N. (2019)Microbial communities involved in aerobic and anaerobic methane cycling in a meromictic ferruginous subarctic lakeAquatic Microbial EcologyInter-Research Science Publishing (Germany), том 82, № 1, с. 1-18 DOI

Cerniglia C.E. (1992) Biodegradation of polycyclic aromatic hydrocarbons. Biodegradation, volume 3, pag. 351–368(1992)

Al Naggar, Y., J.P. Giesy and S. El Kholy.  2019.  Sublethal Effects of Chronic Exposure to Chlorpyrifos or Imidacloprid Insecticides or their Binary Mixtures on Culexpipiens Mosquitoes. Physiol. Entomol. 44:123-132. DOI: 10.1111/phen.12278

https:// poisk-ru.rus7344t5.html

Мутагенное воздействие ксенобиотиков на человеческий организм. Антимутагенез.

https://yandex.ru/images/search?text=пути%20поступления%20мутагена%20в%20организм&stype=image&lr=213&source=wiz

Пути поступения мутагена в организм

https://yandex.ru/images/search?text=пути%20поступления%20мутагена%20в%20организм&stype=image&lr=213&source=wiz

Shenwu WangTao BaiXiaorong LiuFuxiang ShanBin Jiang &Shicheng Zhao (1993) Expression of the multidrug resistance gene in leukemic cellsChinese Journal of Cancer Research volume 5, pages285–288

 

 

 

 

Котелевцев Сергей Васильевич, доктор биологических наук, ведущий научный сотрудник, зам. зав. лабораторией физико-химии биомембранБиологического факультета МГУ имени М.В.Ломоносова

Садчиков Анатолий Павлович, доктор биологических наук, профессор Международного биотехнологического центра МГУ имени М.В.Ломоносова

Рейтинг всех персональных страниц

Избранные публикации

Как стать нашим автором?
Прислать нам свою биографию или статью

Присылайте нам любой материал и, если он не содержит сведений запрещенных к публикации
в СМИ законом и соответствует политике нашего портала, он будет опубликован