Биотестирование и экоанализ в мониторинге территорий, подверженных микроэлементному загрязнению тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, доктор биологических наук Гарипова, Розалия Фановна

• Гарипова, Розалия Фановна
• доктор биологических наук
• 2011

Оглавление диссертации доктор биологических наук Гарипова, Розалия Фановна

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

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

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

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

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

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

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

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

Выделяют следующие типы засоления почв:

- хлоридный - при С1 : 802"4 > 2,5;

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

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

- сульфатный - при С1 : 802"4< 0,2;

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Показатели Оренбургский Мубарекский Астраханский

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

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

Сухой остаток, мг/дм3 775,9 2009,

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

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

БПК 20, мг/дм3(0) 176,0 141,

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

Фосфаты, мг/дм3 0,2 11,

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

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

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

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

Показатели Год

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

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

Объем оборотной воды, млн.м

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Удобрение Со Сг Си Мп № РЬ Zn Сё Аб

Карбамид <0,5 15 15 30 10 * 15 * 0,

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

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

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

Аммофос

Нитроаммофос

Известковая мука Домодедовская 1 80 50 160 2 1 50 *

Фосфоритная мука Егорьевская - 180 - - 15 10 210 1

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

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

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

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

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

Свинец 1 31125 520 1,

Кадмий 1 39675 185 0,

Ртуть 1 14065 нет

Цинк 1 38040 325 1,

Мышьяк 1 6085 <5 0,

Хром 2 11330 70 0,

Никель 2 18590 530 2,

Медь 2 37410 1420 3,79 '

Кобальт 2 17040 330 1,

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

Zc = Kci+.+ Ken - (n — 1), где

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Н§>Си>№>РЬ>Со=гп>Сс1>Ре>Мп>Мв

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

КОМПЛЕКСНОЙ ОЦЕНКЕ ОПАСНОСТИ ПОЛЛЮТАНТОВ

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

ГЛАВА 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

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

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

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

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

Минимальный полужидкий агар для верхнего слоя

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

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

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

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

§Б04 7Н2 О, 2 % - 2 мл

ШС1 Агар

Дистиллированная вода

- 5 г -6,5 г

- 1 л

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Гарипова, Розалия Фановна

ПРАКТИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ

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

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

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

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

Список литературы диссертационного исследования доктор биологических наук Гарипова, Розалия Фановна, 2011 год

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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