8.2. Воздействия на отдельные особи и популяции
advertisement
8. Специфика и механизм токсического действия вредных веществ. 8.1. Типы биологического воздействия химических веществ на организм человека Биологическое воздействие химических веществ на организм человека разделяют на пять категорий: 1. воздействие на ткани, не вызывающее других биологических изменений; 2. воздействия, вызывающие физиологические или метаболические изменения в организме, значение которых недостаточно определено; 3. вызывающие физиологические или метаболические изменения, снижающие сопротивляемость организма к заболеваниям; 4. заболеваемость; 5. смертность. Границы между категориями могут смещаться, а внутри каждой категории существует определенный интервал воздействия, разумеется, кроме пятой категории. Несмотря на разнообразие вредных веществ, часто вызываемые ими заболевания в своей основе имеют сходные патологические процессы. Это позволило выявить основные типы действия токсических веществ (ГОСТ 12.0.003—80 «Опасные и вредные производственные факторы»): токсическое, раздражающее, фиброгенное, кожное, аллергическое, канцерогенное, мутагенное, тератогенное. Токсическое действие. Промышленные яды могут поражать центральную и периферическую нервную систему, кроветворную систему, вызывать патологические изменения печени и почек. Вещества, вызывающие обратимые (функциональные) и необратимые (органические) поражения нервной системы, называются нейротропными. Примерами нейротропных ядов служат органические растворители (бензол, толуол, ксилол), спирты жирного ряда, амидо- и нитропроизводные ароматических углеводородов, хлорированные углеводороды (в частности, винилхлорид), фторированные углеводороды, органохлорсиланы, кремнийорганические эфиры, тетраметилтиурамдисульфид, стирол. Для нейротропных ядов наиболее уязвим головной мозг. Малозаметные изменения поведения при действии малых доз с усилением воздействия перерастают в более ощутимые, так, некоторое нарушение в начале воздействия сменяется нарушением координации движений, сонливостью, головной болью. В случае достаточно сильного и продолжительного воздействия может наступить потеря сознания или даже смерть. Печень и почки часто подвергаются воздействию токсических веществ. К почечным ядам относятся вещества, хорошо растворимые в воде (крови). Печеночные яды оказывают влияние на печень, вызывают структурные изменения (жировое перерождение, некроз, цирроз) и воспаление печени. В результате вдыхания высокодисперсных частиц фторопластов возможны поражения почек и печени; органохлорсиланы, тиурам, дифенилгуанидин, стирол, кремнийорганические эфиры вызывают дистрофические изменения в печени и почках. Кровяные яды разделяются на два вида: поражающие процесс костномозгового кроветворения (бензол, стирол), в результате этого развиваются лейкоцитоз или лейкемия, разрушающие элементы крови (оксид углерода). При поступлении оксида углерода в организм в крови образуется карбоксигемоглобин, который препятствует переносу кислорода, что приводит к нарушению тканевого дыхания, потере сознания и в конечном итоге к летальному исходу. Раздражающее действие. Многие вещества вызывают раздражение слизистых оболочек дыхательных путей, глаз, легких, кожных покровов. Такие вещества, как хлористый водород, аммиак и формальдегид, оказывают острое раздражающее действие и даже при сравнительно низких концентрациях вызывают кашель, слезотечение, неприятные ощущения в носу и грудной полости. При этом они не наносят стойкого повреждения. Такие вещества, как хлор, бром, йод, вызывают органическое перерождение слизистых оболочек верхних дыхательных путей, в результате этого может исчезнуть обоняние. При воздействии гидрохинона может наступить необратимая потеря зрения. Раздражающее действие на слизистые оболочки оказывают порошкообразный поливинилхлорид, продукты его термодеструкции, цирам, сантокюр. Некоторые вещества, не обладая токсическим действием, могут вызвать значительное раздражение при контакте с тканями организма. Примером служит действие кислот и щелочей. Фиброгенное действие. Многие виды пыли вызывают мельчайшее рубцевание легких (фиброз). Такие заболевания, как пневмокониозы, прогрессируя медленно и незаметно, сопровождаются сокращением дыхательного объема. Главный симптом болезни — одышка. Вначале она связана с физической нагрузкой, но по мере развития заболевания проявляется даже в состоянии покоя. Вдыхание агрессивной пыли диоксида кремния приводит к наиболее тяжелому заболеванию легких — силикозу; вдыхание пыли асбеста — к асбестозу, каолина — к каолинозу, талька — к талькозу, технического углерода — к сажевому пневмокониозу. Пневмокониоз может развиться и при длительном вдыхании пыли поливинилхлорида. Кожное действие. Промышленный дерматит является одним из наиболее распространенных профессиональных заболеваний. Повреждения кожных покровов могут быть обусловлены различными причинами: действием раздражающих веществ, таких, как сильные кислоты и щелочи, растворителей и детергентов, которыми часто удаляют с кожи грязь или краску, естественные жиры, обладающие защитным действием; физическими воздействиями, такими, как механические травмы, излучения, слишком высокие или низкие температуры; аллергическими реакциями на различные органические и неорганические вещества. Профессиональные кожные заболевания незаразны, они не угрожают жизни, но доставляют значительные неудобства. Аллергическое действие. Аллергия на различные химические вещества может выражаться в немедленной реакции (высыпание, отек, конъюнктивит, зуд, кашель, слезотечение и т. д.) или в реакции замедленного типа (дерматит, экзема). Наиболее сильные проявления промышленной аллергии связаны с бронхиальной астмой. Важнейшие группы веществ, вызывающие подобные заболевания, — изоцианаты, ароматические амины, нитро- и нитрозосоединения, органические оксиды и пероксиды, формальдегид, анилин и др. Канцерогенное действие. К канцерогенным (бластомогенным) веществам обычно относят химические препараты, вызывающие раковые заболевания. Однако доброкачественные опухоли также могут привести к летальному исходу, не перерождаясь в злокачественные; кроме того, они часто предшествуют злокачественным опухолям. Поэтому все вызывающие опухоли вещества должны рассматриваться как потенциальные канцерогены. Канцерогенная активность выявлена для многих веществ, имеющих различное химическое строение. Важнейшей группой канцерогенов являются полициклические и ароматические углеводороды, углеводороды, содержащие группировку фенантрена или бензоантрацена (нефть и продукты ее переработки, парафины, мазуты, смолы, продукты сжигания кубовых остатков органического синтеза, стабилизаторы каучуков и резин, относящиеся к нитрозо- и аминосоединениям). Сильными канцерогенными свойствами обладают бензидин, нафтиламины, эпоксидные соединения, асбест. Тератогенное действие. К тератогенным относятся вещества, вызывающие нарушение репродуктивной функции организма. Тератогенное действие ядов проявляется в том, что они вызывают стойкие структурные, функциональные и биохимические изменения в период развития организма (у зародыша или плода), приводящие к порокам развития или уродствам. Гонадотропное действие яда – свойство яда влиять на половые железы и систему их регуляции. Эмбриотропное действие яда – свойство яда влиять на эмбрион и регуляцию его развития. Тератогенным действием обладают бензол и его гомологи, фенол, формалин, бензин, фталевый ангидрид, хлорированные углеводороды (хлоропрен), диметилформамид. Генотоксичность - свойство химических, физических и биологических факторов оказывать повреждающее действие на генетические структуры организма. Генотоксиканты включают в себя: мутагены — агенты различного происхождения, вызывающие наследуемые изменения в геноме; митогены — факторы или вещества, влияющие на процессы клеточного деления; анэугены, приводящие к увеличению или уменьшению гаплоидного или диплоидного числа хромосом на одну или более; кластогены, индуцирующие хромосомные разрывы и др. Ряд авторов относят к генотоксикантам морфогены, вызывающие ненаследуемые генетические изменения (морфозы) на уровне реализации признака в онтогенезе. В литературе термины «генотоксиканты» и «мутагены» часто используются как синонимы. Первые работы в области химического мутагенеза относятся к началу 30-х годов. В.В. Сахаров и М.Е. Лобашев на плодовой мушке дрозофиле показали слабую мутагенную активность йода и аммиака, первых химических мутагенов. В 1934 г. A. Dustin открыл митогенные свойства алкалоида колхицина. Настоящий бум выявления мутагенных свойств химических соединений начался уже в 50-х годах. Он был связан с резко увеличившимся синтезом новых химических веществ, число которых к настоящему времени достигло нескольких миллионов. Среди вновь синтезированных химических соединений 5—10 % обладали различными полезными видами биологической активности наряду с нежелательными свойствами — токсичностью, мутагенностью, канцерогенностью, тератогенностью и др., что со временем привело к осознанию серьезной опасности их для человечества. Мутагенное действие Мутагенное действие проявляется в нарушении генетического кода, причем эти нарушения могут проявляться спустя длительное время. Одна из самых сложных проблем генетической связана с возможностью увеличения частоты мутаций в соматических и половых клетках человека в результате воздействия химических веществ. Соматические мутации, как генные, так и хромосомные, не передаются потомству человека, подвергшегося воздействию, но повышение частоты этих мутаций может способствовать развитию приобретенных заболеваний, в первую очередь рака. Доказана генетическая опасность для потомства этиленимина, бензола, нафтилфенола. Действие химических веществ на организм человека определяют следующие факторы: агрегатное состояние, физико-химические свойства, концентрация, продолжительность воздействия, способ внедрения, метаболизм соединения и индивидуальная восприимчивость соединения. 8.2. Воздействия на отдельные особи и популяции Способность (или ее отсутствие) организма выводить поступившие в него посторонние вещества и восстанавливать нарушенное физиологическое равновесие в решающей степени зависит от окружающих условий и молекулярно-биологического потенциала самого организма. В принципе все растения и животные способны в определенной мере выводить довольно высокие концентрации природных или иных посторонних веществ из организма экскрецией (например, в виде водорастворимых метаболитов), либо связывая их в своих тканях (например, галогенированные органические соединения в жировых тканях). Все процессы разложения, экскреции и отложения (связывания) называют выведением (или элиминированием); они могут происходить в организме либо последовательно, либо одновременно (что бывает реже). Воздействие (W) можно представить в виде интеграла разности сумма концентраций (К) поглощенных веществ минус сумма концентраций выделившихся веществ (Е) за время t ∞ W = ∫(K-E)dt 0 Отсюда ясно, что нельзя подойти к сублетальной концентрации, если величина Е близка к К. Поэтому любая кривая зависимости „воздействие — доза" начинается с нуля. На рис.8 представлены идеализированные кривые такой зависимости, предельные дозы (пороги) и соответствующие степени нанесенного вредного воздействия. Рис. 8.1. Зависимость воздействие-доза. Любое воздействие начинается с токсического порога, ниже которого не обнаруживается влияние вещества (No observed effect concentration, NOEC — концентрация, ниже которой не наблюдается воздействие). Ему отвечает понятие экспериментально определяемого порога концентрации (Lowest observed effect concentraton, LOEC — минимальная концентрация, при которой наблюдается влияние вещества). Применяется также третий параметр: Maximum acceptable toxicaut concentration (MATC) — максимально допустимая концентрация вредного вещества (в отечественной литературе принят термин ПДК — предельно допустимая концентрация.). ПДК находят расчетом, и ее значение должно находиться между NOEC и LOEC. Определение этой величины облегчает оценку риска воздействия соответствующих веществ на чувствительные к ним организмы. Время и эффект вредного воздействия могут не всегда коррелировать друг с другом. Бывают заметные биохимические изменения, нарушения поведения, различные формы сублетальных явлений на физиологическом/морфологическом уровне, долговременные (отсроченные) вредные эффекты, приводящие к гибели организма, и, наконец, быстрая смерть. Перечисленные здесь явления не всегда происходят в указанной последовательности. За счет увеличения скорости экскреции, например через почки или у одноклеточных через стенки клетки, токсическая концентрация может снова снизиться до «переносимого» значения. Кроме того, инактивированные вначале вредным веществом ферментные системы после регенерации могут восстановить свою метаболическую активность и способствовать детоксикации. 8.2.1. Молекулярно-биологические воздействия Объем биоаккумуляции вредного вещества зависит, прежде всего, от его свойств, условий окружающей среды, экзогенных факторов и эндогенных факторов самого организма. Вредные вещества могут поступать из воды и воздуха (прямое поступление) или по цепи питания (косвенное поступление). Баланс между процессом поступления вредного вещества, с одной стороны, и накоплением и выделением — с другой, в большей степени зависит от внутренних процессов в организме, т. е. от его способности к накоплению и выделению вредных веществ. Некоторые организмы создали определенные механизмы поддержания процесса накопления в определенных «переносимых» границах. Например, рыбы и ракообразные перерабатывают (метаболизируют) ароматические углеводороды легче, чем большинство моллюсков. Кроме того, организм рыбы способен регулировать содержание меди и цинка в мышцах, однако не может этого делать в отношении ртути (болезнь Минамата). Многие водные насекомые накапливают в своем теле металлы на уровне их концентрации в окружающей среде. При очень малых дозах воздействия металлов некоторые ферменты осуществляют отложение металлов про запас «под контролем», причем откладывают эти металлы в форме металлорганических соединений, содержащих серу. Тиольные группы меркаптанов (буквальный перевод «улавливающие ртуть»), например, имеют кислотные свойства и образуют с ионами тяжелых металлом соли (меркаптиды). Эта реакция соответствует одному из самых известных конкурентных путей торможения активности ферментов, причем Аи, Cd, Hg, Pb и Zn являются предпочтительными реакционными партнерами. Такие металлорганические соединения, содержащие серу, называют металлотионинами. В последних работах по исследованию токсических последствий табакокурения показано, что в коре почек человека обнаруживается высокая концентрация тионина кадмия. Заядлые курильщики относятся к лицам, подвергающимся высокой дозе воздействия этого металла, что может привести к хроническому почечному отравлению кадмием и необратимым нарушениям проксимальных трубчатых клеток почек. У курящих обнаружено увеличенное в два раза по сравнению с некурящими содержание кадмия в коре почек. Свыше 50% кадмия откладывается в виде металлотионинов, остальной кадмий связан с лигандами иной природы. Содержание цинктионинов (как и медь тионинов) остается неизменным при увеличении количества кадмия в коре почек. В то же время концентрация кадмия постепенно увеличивается, что может привести к функциональным расстройствам. Многие ферменты специфически ингибируются химическими веществами, поступающими в организм из окружающей среды. Такое ингибирование происходит, например, в результате реакции активной тиольной группы с окислителем. При этом меркаптаны через соединения серы, аналогичные пероксидам, преобразуются в сульфоновые кислоты, а затем в дисульфиды. Так, например, цистеин переходит в цистин с образованием дисульфидного мостика. Преобразование в пептидах и белках нескольких групп цистеина часто приводит к потере каталитической активности некоторых ферментов. Цианиды тормозят ферментативные реакции различными путями: образуют стабильные комплексы со многими ионами металлов либо устраняют их и переводят фермент в дезактивированную форму. Цианиды реагируют также с карбонильными и простетическими группами или разрывают дисульфидные мостики. Наиболее известно блокирование фермента дыхания — цитохром-с-оксидазы, содержащей медь и осуществляющей катализ, сопровождающийся изменением валентности меди. Так как ферменты катализируют тысячи химических реакций, становится понятным, что любое изменение их структуры глубоко влияет на их специфичность и регуляторные свойства. Примером может служить торможение ферментативной активности рибофлавинкиназы. Этот фермент является переносчиком фосфата на рибофлавин (витамин B1) и требует наличия катионов Mg2+, Со2+, Мn2+ для нормального функционирования в клетках животных. Катионы Са2+ тормозят активность этого фермента. В растениях же необходимы Mg2+, Zn2+ или Mn2+, a Hg+, Fe2+ и Си2+ оказываются сильными ингибиторами. 8.2.2. Нарушения обмена веществ и регуляторных процессов в клетке под действием химических веществ Реакции обмена веществ в клетке, регулируемые ферментами, — «метаболизм клеток» — могут быть нарушены под действием веществ. Химические вещества, реагируя с гормонами с другими регуляторными системами, вызывают неконтролируемые превращения. Если под действием токсического вещества, находящегося в окружающей среде, изменяется генетический код, то в организме не может осуществляться синтез ферментов в активной форме. Нарушение реакций окислительного расщепления углеводов, вызываемое токсичными металлами: фосфорилирование глюкозы ферментом гексокиназой особенно замедляется соединениями меди и мышьяка. Каталитические свойства фермента фосфоглицератмутазы, принимающей участие в превращении 3-фосфоглицериновой кислоты в 2фосфоглицериновую кислоту, ослабляются под влиянием соединений ртути. Ряд органических соединений, таких как пентахлорфенол, триэтилсвинец, триэтилцинк и 2,4-динитрофенол, разрывает цепь химических процессов дыхания на стадии реакции окислительного фосфорилирования. При этом окислительно-восстановительные системы не работают, но продолжается образование АТФ, что приводит к усилению дыхания. Линдан, соединения кобальта и селена нарушают процесс расщепления жирных кислот. Пока не ясно, происходят эти нарушения в процессе Вокисления на ацетилкоферменте А или они затрагивают и цитратный цикл. При длительной экспозиции инсектицидов на рыб обнаруживается аддитивность действия и повышается ферментативная активность при синтезе жиров . Микросомы печени, осуществляющие обмен веществ при образовании стероидных гормонов и жирных кислот, могут либо стимулироваться под действием посторонних веществ, либо их активность подавляется. (Следует также учитывать изменения эндоплазматических ретикулярных клеток из-за повреждений микросомы.) Органические эфиры фосфорной кислоты, CS2 и СО вызывают снижение ферментативной активности микросом. Доказано воздействие многих хлорорганических соединений и полиароматических углеводородов на ферментативную активность микросом. Хлордан, диэльдрин, ПХБ и ДДТ вызывают ускорение гидроксилирования (дезактивации) таких стероидных гормонов, как андроген, эстроген и глюкокортикоиды. В процессе биологического синтеза белков особенно легко повреждаются содержащие тиольные группы аминацил-тРНК-cинтетазы в результате уже упомянутого влияния окислителей. В регуляторных процессах и процессах роста растений их клетки подвергаются действию «ауксиноподобных» гербицидов. Широкой известностью пользуется дихлорфеноксиуксусная кислота (2,4-Д), которая селективно блокирует рост лиственных растений и находит применение при выращивании пшеницы. В очень малых концентрациях «ауксиновые» гербициды проявляют такие же способствующие росту растений свойства, как и природный фитогормон (например, индолил-3-уксусная кислота). Если же их применяют в повышенных концентрациях для уничтожения растений, то они нарушают нормальное развитие и рост клеток и в конце концов убивают их. Причиной аномального роста являются нарушения метаболизма нуклеиновых кислот; синтетические ауксины, вероятно, реагируют как простетические группы ферментов. У животных известны нарушения нормального роста и развития при болезнях щитовидной железы. Они могут быть вызваны, например, хлорорганическими пестицидами и ПХБ, причем проявляется поразительное сходство структуры бифенилов и гормона щитовидной железы — тиронина (бифенилэфира). 8.2.3. Мутагенность и канцерогенность Уже в течение многих лет известно, что повсеместно распространенные вещества, такие как ДДТ, ПХБ и полиароматические углеводороды (ПАУ), потенциально обладают мутагенным и канцерогенным воздействием (табл.8.1.). Их опасное действие на человека проявляется в результате длительного контакта этих веществ, содержащихся в воздухе и пищевых продуктах. Таблица 8.1. Примеры инициаторов и промоторов канцерогенеза Инициаторы Промоторы Химические соединения ПАУ (поликонденсированные Кротоновое масло ароматические углеводороды), ДДТ, ПХБ Нитрозамины ТХДД Гуанидин Хлороформ Диметилнитрозамин Сахарин (под вопросом) Диэтилнитрозамин Цикламат N-Нитрозо-N-метилмочевина Фенобарбитал Уретан 1,2-Диметилгидразин Биологические свойства Канцерогенный; Сам по себе не канцерогенный; Экспозиция перед воздействием Действие проявляется после промотора; появления инициатора; Достаточно однократного Необходимо длительное введения; воздействие; Влияние необратимо и аддитивно; Вначале действие обратимо и не Не существует определенной аддитивно; пороговой концентрации; Пороговая концентрация зависит от Мутагенное действие времени воздействия, дозы; Мутагенное действие отсутствует По данным, полученным на основе экспериментов с животными, канцерогенное действие осуществляется в результате двухступенчатого механизма: «генотоксической инициации» и «эпигенетического промотирования». Инициаторы в процессе взаимодействия с ДНК вызывают необратимые соматические мутации, причем достаточно очень малой дозы инициатора; предполагают, что для этого воздействия не существует пороговых значений концентрации, ниже которых оно не проявляется. Промотору требуется более длительное время воздействия на организм, чтобы он вызвал появление опухоли. Промоторы имеют очень большое значение, поскольку они усиливают действие инициатора, а их собственное воздействие на организм в течение некоторого времени является обратимым. На основании экспериментов с животными показано, что фенобарбитал, ДДТ, ТХДД, ПХБ и хлороформ являются промоторами. Промотирующее действие гепатоканцерогенов обнаруживают по увеличению так называемых пренеопластических клеточных образований. Уже доказано мутагенное действие ПАУ (например, бензопиренов), нитроароматических соединений и многих пестицидов, типичных химических продуктов, поступающих в водоемы и почву. Многие соединения обладают генотоксическим потенциалом, т. е. способны приводить к значительным генетическим изменениям. Мутагены могут вызвать генетическую мутацию или привести к мутациям более крупных биохимических единиц (например, таких, как хромосомы, ДНК), образованию аддуктов, разрыву цепочки, невозможности восстановления структуры. Следующими стадиями мутаций могут оказаться хромосомная аберрация, обмен хроматид и т. п. Процесс возникновения мутаций можно легко представить себе на примере реакций алкилирующих веществ. Введением алкильных групп в основания ДНК (например, гуанин) последние выводятся из ДНК, что приводит к прекращению воспроизведения последовательности оснований в цепочке ДНК. Нитриты также способствуют мутациям, например, в процессе которых происходит дезаминирование цитозина в урацил или аденина в гипоксантин (рис.8.2.). Рис.8.2. Основания ДНК, которые дезаминируют до оснований, также обладающих способностью связываться с ДНК ( а - возможен обмен при транскрипции, z – сахар) Так как урацил и гипоксантин также способны к реакциям присоединения, как тимин и гуанин, это приводит к изменениям транскрипции цепи ДНК. Рассмотренное воздействие химических веществ на гены в зависимости от того, происходит оно в половой клетке или соматической, приводит либо к наследуемым изменениям, либо к фенотипическим изменениям в организме. Обычно мутагенными воздействиями называют лишь те, которые вызывают наследуемые изменения последовательности нуклеотидов гена, определяющей строение белка. В нереплицируемых соматических клетках искажения процесса транскрипции приводит к необратимому повреждению ДНК, и следовательно, к изменениям фенотипа клеток. Однако благодаря тому, что такие изменения не наследуются, их нельзя называть генетическими в обычном понимании этого термина. Хромосомные аберрации в половых клетках приводят к смерти эмбриона или аномалиям развития новорожденных. Воздействия на соматические клетки, вызванные химическими веществами, как, например, нарушения митоза, трудно распознаются, и их вряд ли удастся прогнозировать. Это объясняется тем, что такие клетки изолируются и заменяются на здоровые самим организмом. Основные критерии возникновения мутагенеза (канцерогенеза) под действием химических веществ Активирование ферментов, изменения ДНК, а также других макромолекул и нуклеофильных групп при воздействии электрофильных веществ. Клетки лишь ограниченно способны удалять химически модифицированные участки ДНК и восстанавливать ее структуру. Способность химических веществ активировать ферменты в значительной степени зависит от вида клетки и стадии ее развития (фазы пролиферации), а также от вида организма. Канцерогенез представляет собой многоступенчатый процесс, обусловленный последовательностью синергически действующих факторов, которые частично зависят от «микроокружения» раковой клетки. Промоторы образования опухоли лишь условно мутагенны, однако мутагенные химические вещества могут оказаться промоторами появления опухоли; мутации лишь в определенных условиях приводят к образованию опухолей. Химические канцерогены действуют либо непосредственно (без метаболического активирования, например, алкилгалогениды, эпоксиды, сульфаталкильные эфиры), либо опосредованно через метаболиты (после предварительного активирования в результате биохимического окисления или гидроксилирования, как, например, ПАУ, азо-, N-нитрозосоединения, ароматические амины, металлы). 8.2.4. Воздействия на поведение организмов Весьма чувствительной характеристикой для оценки токсичности химического вещества являются исследования нарушения поведения организма в результате суммарного воздействия на биохимические и физиологические процессы. Здесь оказывается невозможной обобщенная экстраполяция данных по JIK50 на важнейшие «реакции организма». Испытывались химические продукты арохлор 1254 (смесь ПХБ), а также инсектициды хлордан, диэльдрин и эндрин. Было установлено, что для явного изменения поведения, обусловленного воздействием химических препаратов, достаточно значительно меньших концентраций, чем необходимо для определения ЛK50 (с коэффициентом снижения концентрации 14,5; 14; 11,5 и 9 по указанным веществам). При определении сублетальной токсичности рыб в качестве признаков воздействия токсина использовалось изменение плавательных функций. 8.3. Воздействие вредных веществ на биоценотическом уровне Широко применяемые в токсикологии сравнения средних регистрируемых показателей (физиологических, функциональных, биохимических и др.) в контрольных и опытных группах организмов можно считать лишь предварительной оценкой токсических проявлений. Необходимо знать, как влияет увеличение токсической нагрузки на функционирование и устойчивость природных популяций и биоценозов. Только в этом случае в экологической токсикологии можно говорить о безопасных уровнях воздействия. Связь между величиной токсической нагрузки и выраженностью токсического эффекта в количественной токсикологии обычно представляется в виде зависимости доза — эффект, носящей градированный или альтернативный характер. В качестве аргумента в дозовой зависимости чаще всего используют содержание токсичных веществ в объектах внешней среды или в изучаемых организмах. Токсический эффект отражает ответ биологической системы соответствующего уровня. Например, большинство авторов, основываясь на высоком сродстве свинца, ртути и других тяжелых металлов к SH-группам белковых молекул, придерживаются мнения о ведущей роли этого механизма в развитии интоксикации. Блокировка этих групп реализуется широким спектром физиологических, биохимических и функциональных реакций отдельных органов и систем организма. Дозовая зависимость в координатах «уровень токсического вещества в организме — снижение активности фермента» применительно к конкретной ферментной системе имеет вид, изображенный на рис. 8.3. При некоторой дозе токсиканта Скр1 начинается снижение активности соответствующих ферментных систем вплоть до полного их подавления. Естественно, что при определенном ингибировании этих систем (достижение уровня токсического эффекта, соответствующего Скр2 проявляется поражение отдельных клеточных структур и их функций, наиболее чувствительных к данному виду интоксикации (см. рис. 8.3., Б). Б.М.Штабский и соавт. отмечали, что переход количественных изменений к новому качественному состоянию (альтернативный эффект) соответствует проявлению признаков интоксикации на следующем, более высоком уровне организации биологических систем [20]. В нашем случае градированная зависимость на молекулярном уровне при некотором пороговом значении Скр2 приводит к альтернативному эффекту на уровне ткани и органа. Поражение функции органа по мере возрастания токсической нагрузки достигает следующего порогового значения Скр3, при котором возможна гибель организма. Далее в популяции организмов существует некоторая критическая численность особей, ниже которой ее существование невозможно (см. рис. 8.3., В). Рис. 8.3. Токсические эффекты биологических систем молекулярного (А), клеточнотканевого (Б), популяционного (В) и биоценотического (Г) уровней. Скр1, Скр2 , Скр3 , Скр4, соответствующие пороговые значения уровня токсического фактора. Есть основания предполагать, что этой критической ситуации соответствует определенный процент «пораженных» особей. Градированная зависимость «уровень токсического фактора — число «пораженных» особей» является базой для перехода к альтернативной оценке судьбы следующего уровня организации сообщества организмов, биоценоза. Несмотря на упрощенный характер обсуждаемого примера, можно говорить об общих принципах проявления токсических эффектов на различных уровнях биологических систем, определяющих тем самым область интересов различных направлений токсикологии и экотоксикологии, а также их методическое единство. В реальных организмах воздействию подвержены многие системы, обладающие различной толерантностью по отношению к конкретному токсическому фактору. Наличие широкого спектра токсических проявлений неизбежно расширяет диапазон действующих доз. На каждом последующем уровне интеграции (организменном, популяционном, биоценотическом) имеются свои специфические процессы поражения и его компенсации. Следовательно, популяция или биоценоз как система взаимосвязанных особей или их группировок уже в силу исходной их разнокачественности характеризуется разнообразием ответа на любые внешние воздействия. Существует своеобразный резерв наследственно закрепленной внутривидовой изменчивости, который проявляется, с одной стороны, в широком наборе реакций отдельных субпопуляционных группировок на токсическое загрязнение среды; с другой — обусловлен наличием специфических популяционных и биоценотических механизмов компенсации неблагоприятных изменений структуры и функции системы, вызванных токсическим фактором. В связи с изложенным надорганизменный характер зависимости доза — эффект должен учитывать следующие обстоятельства: Количественная оценка дозы предполагает учет меры токсического воздействия, отражающей не просто средние уровни токсических веществ в объектах внешней среды или в организмах, а специфику популяций и биоценозов как гетерогенных объектов, элементы которых испытывают токсическое воздействие различной интенсивности. Например, это может быть общее содержание или поток токсикантов, подразделенный на отдельные компоненты, соответствующие структуре популяции или биоценоза. Аналогичным образом оценка эффекта должна включать некоторые интегральные показатели состояния системы, непосредственно контролирующие стабильность ее структуры и функций. Например, показатели плодовитости, занимаемой площади, выживаемости, обилия, видового разнообразия и т.д. При оценке токсического эффекта в биологических системах надорганизменного уровня необходимо исходить из первичных проявлений токсичности на молекулярном, клеточно-тканевом и организменном уровнях. Необходимо учитывать большую, чем для других систем, роль факторов внешней среды в реализации токсических эффектов. Несмотря на то, что вводимые в экологической токсикологии показатели меры токсического воздействия и эффекта во многом аналогичны тем, которые применяются в гигиене (так называемые эпидемиологические подходы), зависимости, отражающие, например, численность объектов, интенсивность процессов деструкции, продуктивность биоценозов и др., применимы лишь в экологической токсикологии. Повышенное содержание токсичных веществ во внешней среде, и прежде всего в почвах, неизменно ведет к повышенным концентрациям этих веществ в растительных и животных организмах. Казалось бы, дело обстоит предельно просто: достаточно знать содержание токсичных веществ в объектах внешней среды, чтобы прогнозировать их накопление в растительности, по содержанию в растительности — у животных-фитофагов и т.д., определяя тем самым токсическую нагрузку на отдельные компоненты биоты. Однако в реальных условиях множество трудно учитываемых механизмов влияют на эти процессы. Все многообразие этих проявлений можно условно разделить на две группы действующих факторов: Пространственную мозаичностъ и различие уровней загрязненности территории, определяемых спецификой техногенного воздействия, локальными почвенноклиматическими и физико-химическими условиями среды. Особенности экологии растительных и животных сообществ, включающие видовую и сезонную специфику пищевых рационов, разнокачественность стаций обитания, миграционные потоки и т.д. Влияние абиотических факторов среды. В качестве примера рассмотрим влияние кислотности среды на накопление некоторых токсичных веществ в биоте. Один из приоритетных загрязнителей атмосферного воздуха — выброс сернистого газа, в результате окисления которого наблюдается снижение рН дождевой воды (так называемые "кислые" дожди). Дренирование такой дождевой воды через почвенные горизонты приводит к снижению рН в почвенных водах и водоемах. Таким образом, конечное звено трансформации выбросов сернистого газа — водные экосистемы, в которых аккумулируются загрязнения значительных территорий и уже в силу этого в наибольшей степени проявляются токсические последствия. В результате подкисления вод в реках и водоемах наблюдаются эффекты, связанные не только с прямым токсическим действием на гидробионты низких рН, но и с опосредованным влиянием других факторов. Из-за того что растворимые формы токсических элементов физиологически более активны, особое значение приобретают некоторые сопутствующие абиотические факторы, включающие процессы осаждения, гидролиза и комплексообразования, в конечном счете определяющие токсичность элементов для биоты естественных водоемов. К таким факторам относят: адсорбцию токсических элементов на взвешенных частицах или гидроксилах железа, марганца и ряда других элементов; наличие в водоемах анионов, образующих слаборастворимые неорганические соединения (сульфаты, фосфаты, карбонаты и др.), активно сорбируемые донными отложениями; жесткость, соленость и рН воды водоема. кроме чисто химических взаимодействий, в изменении метаболических свойств и токсичности ряда элементов может участвовать микробиота почв и водоемов. Так, большое значение имеет комплекс бактерий почв и донных отложений, который в анаэробных и аэробных условиях может способствовать изменению химических форм ряда токсических элементов и изменению связанной с этим их токсичности. Примером может служить ртуть: интенсивные процессы биологического метилирования, протекают наиболее интенсивно в поверхностных слоях донных отложений. Известно, что интенсивность этих процессов пропорциональна величине рН водной среды. В этих условиях накопление метил- и диметилртути в придонной фауне и планктоне, а вместе с этим и у животных следующих трофических уровней также зависит от кислотности водоема. Это хорошо иллюстрируют данные И.К.Степановой и В.Г. Комова [19], установивших прямую зависимость накопления ртути в мышцах окуня в зависимости от рН воды озер северо-запада России (рис. 8.4.). Таким образом, в реальных природных экосистемах любые загрязняющие вещества являются источниками возникновения сложной смеси компонент, биологическое накопление которых биотой и их токсичность не всегда можно предвидеть. Рис. 8.4. Зависимость содержания ртути в мышцах окуня от величины рН воды водоемов [Степанова И.К., Комов В.Т., 1996]. Роль пищевых рационов. Так как отмеченная выше зависимость содержания и химической формы токсичных веществ от параметров природной среды, затрудняет прямое определение меры токсического воздействия только по степени ее загрязнения, то более приемлемой является оценка дозы по уровню поступления токсичных веществ в компоненты биоты. Возможны два пути поступления токсичных веществ к живым объектам наземных биоценозов. Во-первых, это прямое поступление токсикантов аэральным путем через устьица растений, легкие или органы, их заменяющие у животных. В водных экосистемах — это прямое поступление загрязнителей из воды, например, за счет ее фильтрации водными организмами. Второй путь связан с предварительным накоплением токсикантов в почве (для растений), растительности (для животных-фитофагов), животных (для плотоядных). Можно показать, что прямой путь поступления значительно уступает пищевому поступлению токсических соединений от почвы к растениям и далее по пищевым цепям. Все это определяет особую роль состава пищевых рационов в накоплении токсикантов. Следует отметить, что в природных условиях практически невозможна такая ситуация, при которой имеет место влияние лишь одного токсического фактора. Чаще возникает проблема сочетанного действия нескольких токсикантов. Согласно рекомендациям токсикологии, допускается аддитивность действующих концентраций, а суммарная токсическая нагрузка определяется суммированием концентраций токсичных веществ в ЖКТ животных, отнесенных к соответствующим концентрациям у животных с фоновых участков. Использование содержимого ЖКТ для оценки уровня токсической нагрузки оправдано еще и потому, что среда обитания характеризуется, как правило, мозаичностью загрязнения. В этом случае уровень токсикантов в рационе животных, обладающих широкой кормовой территорией, дает некоторую интегральную оценку токсической нагрузки на популяцию. Роль пищевых рационов в оценке токсического воздействия особенно значима при сравнении животных различного вида, обитающих на одних и тех же участках. У мелких млекопитающих уровни свинца в скелетах животных различного вида отличаются в 4—5 раз. По содержанию кадмия в печени — соответственно в 50 раз [14] (рис. 8.5.). Подчеркивая роль экологических факторов в формировании токсической нагрузки, отметим также четко проявившуюся видоспецифичность поступления токсических элементов в организмах птицдуплогнездников. При совместном обитании в одном биотопе, загрязненном тяжелыми металлами, содержание последних в рационе мухоловкипеструшки в 1,4—3,0 раза выше, чем у большой синицы, а суммарная нагрузка, создаваемая повышенными уровнями свинца, цинка, кадмия и меди в рационах, превышала таковую на фоновых территориях для всех видов соответственно в 10 и 3,8 раза. Это обстоятельство также обусловлено экологическими особенностями видов и определяется достаточно тонкими различиями специфики рационов и мест сбора корма [5]. Если большая синица собирает корм в кроне деревьев (основная часть рациона состоит из гусениц чешуекрылых), то мухоловка-пеструшка более универсальна, состав корма ее весьма разнообразен и часто зависит от характера биотопа. В рацион входят жесткокрылые и двукрылые насекомые, среди которых много вторичных консументов. Характерно, что видовые различия накапливаемых уровней токсических элементов, обусловленные спецификой пищевых рационов, тем значительнее, чем выше общее загрязнение природной среды. Виды мелких млекопитающих Рис. 8.5. Содержание кадмия в печени (А) и скелете (Б) различных видов мелких млекопитающих. I — лесная мышь; II — полевая мышь; III — серые полевки; IV — красная полевка; V — рыжая полевка; VI — бурозубка. Роль пространственной и эколого-функциональной гетерогенности природных систем. Важнейший момент, определяющий уровни накопления токсичных элементов компонентами биоты — пространственная неоднородность территории. В реальных условиях эколого-климатические факторы проявляют свою прерывистость во многих пространственновременных масштабах и формируют некоторую экологическую мозаику среды обитания природных популяций, определяя тем самым их структуру. На эту естественную мозаичность природной среды накладывается неоднородность полей загрязнения, вызванная неравномерностью воздушных потоков, особенностями рельефа местности и другими географическими параметрами территории. Таким образом, различия в содержании токсичных веществ в биологических объектах, а значит, и те потоки загрязнителей, которые включаются в общий круговорот вещества в биоценозах через отдельные пространственные группировки организмов, являются отражением сочетанного влияния природных и техногенных факторов. В проблеме токсической деградации территории принципиальным является возможность пространственного перемещения биологических объектов. Имеется в виду возможность поддержания "пораженных" популяций и биогеоценозов за счет постоянного их пополнения растениями и животными с более чистых или полностью незагрязненных участков. При этом восполнение фитоценозов ограничивается возможностью пространственного рассеивания семян или вегетативных побегов. Популяции животных, как правило, пространственно более мобильны, постоянный приток особей с чистых территорий может существенно "разбавить" население загрязненных участков. Таким образом, мера токсического воздействия, определяемая по содержанию токсикантов в организмах животных, может зависеть не только от прямого загрязнения участка, но и от наличия рядом более чистых стаций обитания, откуда возможен постоянный миграционный приток животных. Как отмечали выше, токсическая нагрузка на животных, обладающих широкой кормовой территорией, так же как их миграционные перемещения, в определенной мере интегрирует пространственную неоднородность токсического загрязнения среды. Однако объем и состав рационов характеризуют не только среду обитания, но отражают энергетические потребности отдельных популяций и субпопуляционных групп организмов. Последнее обстоятельство часто обусловливает различие уровней токсикантов, накапливаемых отдельными видами и внутрипопуляционными группами. Многочисленные данные показывают возрастные особенности накопления токсичных веществ. Так, у мелких млекопитающих максимальные уровни отмечены у перезимовавших, наиболее старых зверьков; меньшие уровни – у половозрелых и неполовозрелых сеголеток. Отмечают половые различия в накоплении токсичных веществ. Чаще всего более высокие уровни отмечают у самцов. Это может быть обусловлено необходимостью иметь более высокий энергетический потенциал в связи с их ролью в поддержании активной иерархической структуры популяции. Эти и другие особенности экологии самцов и самок, обитающих в природных условиях (суточная активность зверьков, размеры индивидуальных участков, участие в размножении и т.д.), вероятно, могут быть сведены к энергетическим затратам зверьков и как следствие этого к количеству потребляемого корма и поступающих с ним токсичных веществ. Отметим еще раз важную закономерность, согласно которой максимальная дифференциация животных (видовая, возрастная, половая) по накоплению ими токсичных веществ проявляется в наибольшей степени по мере возрастания загрязненности среды обитания. Приводимые выше факты свидетельствуют о том, что уровни токсических элементов, накапливаемые компонентами биоты, зависят не только от уровня техногенных выбросов (это очевидно), но и в значительной мере контролируются рядом факторов внешней среды, а также важнейшими внутрипопуляционными процессами. Токсиканты, загрязняющие природные системы, включаются в биологический круговорот за счет жизнедеятельности популяций растений и животных. При этом популяции, будучи системами взаимосвязанных гетерогенных группировок особей, модифицируют эти потоки в соответствии с их экологофункциональной спецификой, определяя тем самым разнородность накапливаемых уровней токсикантов и ответные реакции на воздействие. Естественно, что мера токсического воздействия, рассматриваемая в качестве дозы (в токсикологии это body burden), не может быть охарактеризована некоторыми средними значениями содержания токсикантов в биоте. Такая мера должна отражать, с одной стороны, изменчивость обменных процессов отдельных организмов, приводящих к вариабельности накапливаемых ими уровней токсикантов в однородных группах, с другой — учитывать разнокачественность по этому показателю субпопуляционных групп. В качестве экотоксикологической реакции систем популяционного уровня рассмотрим эффекты прямого токсического влияния и эффекты, опосредованные (модифицированные) популяционными механизмами и природной средой. Эффекты прямого токсического действия. Очевидно, что признаки поражения, обусловленные накоплением токсикантов в организмах млекопитающих и подробно рассматриваемые в рамках токсикологии, должны иметь место не только у млекопитающих из природных популяций, но и с определенной спецификой в других объектах биоты. В наибольшей степени такие эффекты прямого токсического влияния могут быть выделены на молекулярном и клеточно-тканевом уровнях функционирования биологических систем. Это связано с тем, что при наличии мощных эндогенных гомеостатических механизмов суборганизменные показатели в наименьшей степени подвержены влиянию изменяющихся условий обитания. Важно и то, что в настоящее время имеются хорошо разработанные количественные методы диагностики таких отклонений. Одним из наиболее четких показателей прямого токсического действия являются биохимические изменения, в наибольшей степени специфичные к воздействию конкретных токсикантов. Из токсикологии известно, что поступление в организмы теплокровных животных многих ксенобиотиков стимулирует генерацию активных форм кислорода. При нарушении или перегрузке молекулярных механизмов инактивации этих радикалов возможно усиление процессов свободнорадикального окисления и накопление продуктов перекисного окисления липидов. Блокировка этих процессов осуществляется за счет эндогенных антиоксидантов — витаминов А и Е. Накопление продуктов перекисного окисления липидов теплокровными в условиях токсического загрязнения среды связано с этим истощением ресурсов эндогенных протекторов. Следствием этого является нарушение структуры биомембран и ферментных систем метаболизма ксенобиотиков, т.е. проявление признаков интоксикации. Наиболее четко биохимические нарушения можно диагностировать у животных, постоянно обитающих в условиях токсического воздействия. Показано, например, что в печени птенцов большой синицы в зонах загрязнения интенсивность перекисного окисления липидов почти в два раза превышает аналогичные показатели на чистых участках. Аналогичная картина — у мухоловки-пеструшки [18]. Отмеченные уровни хорошо коррелируют с накоплением свинца, цинка, меди в скелете птенцов. Для этих же видов отмечено достоверное, почти двукратное снижение уровней витаминов Е и А в печени птенцов на загрязненных участках. Последние показатели также коррелируют с содержанием тяжелых металлов в организмах. Оценивая подобные эффекты прямого токсического воздействия, необходимо иметь в виду, что обсуждаемые показатели регистрируются у организмов, обитающих в природных условиях. Это значит, что отдельные особи с максимальным проявлением признаков интоксикации, не удовлетворяющие по этой причине жестким требованиям среды обитания, могут элиминироваться из популяции. Однако в любом случае природная среда выступает в качестве своеобразного фильтра, корректирующего эти показатели. Именно поэтому в отличие от лабораторных экспериментов в природных условиях при равных с лабораторными уровнях токсической нагрузки, определяемой по содержанию токсичных веществ в объектах окружающей среды, часто не удается диагностировать у животных наличие специфических прямых токсических признаков. Приведем еще пример, иллюстрирующий сказанное. Известно, что большинство загрязнителей природной среды ведет к проявлению у животных четко выраженных признаков поражения как периферической, так и ЦНС. Нейротоксические проявления наблюдаются, как правило, при низких уровнях воздействия, предшествующих другим клиническим признакам. Проявляющиеся при этом определенные нейропсихические сдвиги, выраженные в изменении скорости реакции на внешний раздражитель и поведения животных, ведут не только к изменению зоосоциального статуса животного, но и к неадекватной реакции зверьков на опасность. Это показано на оленьих хомячках, когда животные, отравленные дильдрином, резко снижали реакцию на появляющуюся тень хищника. Уже поэтому такие животные должны преимущественно элиминироваться из популяции [4]. Несмотря на очевидную в этих случаях прямую обусловленность токсических эффектов поступлением загрязнителей в организмы животных, обсуждаемые показатели нельзя рассматривать в качестве эффектов надорганизменного уровня, т.е. строго говоря, эффектов экотоксикологических. Скорее другое. Экотоксикологический ответ системы будет определяться не столько выраженностью биохимических или иных отклонений, сколько вызываемыми ими изменениями структуры популяции за счет, например, снижения численности наиболее чувствительных к токсикантам групп организмов. Роль природной среды в реализации экотоксикологического эффекта. В обсуждаемой проблеме важно, что природные популяции эволюционно не готовы к ответу на химическое загрязнение среды. Это значит, что реакция таких систем на токсическую нагрузку не выходит за рамки их "традиционного", типичного для систем надорганизменного уровня ответа на изменение обычных для них природных, климатических и других условий окружающей среды. В качестве ответа популяции на токсическую нагрузку можно рассматривать ряд общих популяционных характеристик: морфологические показатели (экстерьерные и интерьерные, органометрические индексы и т.д.), показатели продуктивности и обилия, половозрастную структуру и пр. При несомненной значимости этих и других показателей экотоксикологического эффекта определяющим жизнеспособность популяции являются процессы воспроизводства, позволяющие последней поддерживать свою численность в химически загрязненной среде. Этот важнейший популяционный процесс представляет собой несколько последовательных стадий и этапов. При анализе состояния популяций мелких млекопитающих в зонах интенсивного загрязнения среды тяжелыми металлами отмечены: 1) оогенез, в процессе которого в яичниках самок из первичных ооцитов формируются зрелые яйцеклетки; 2) пренатальный период (эмбриогенез); 3) постнатальный период, включающий развитие животных от момента рождения до полового созревания и участия в размножении [5]. Было установлено, что максимальные потери (95 %), одинаковые на фоновых и загрязненных участках, имеют место в процессе оогенеза. Наиболее резистентными оказались стадии эмбриогенеза, на которых репродуктивные потери не превышали 20 %. Высокими потерями характеризуются и стадии постнатального развития, достигающие на загрязненных территориях 55 % при 20 % потерях на фоновом участке. Сравнение репродуктивных потерь показывает, что роль токсического фактора на этапах формирования половых клеток и внутриутробного развития выражена слабо, свидетельствуя о незначительных проявлениях токсического действия загрязнителей в организмах самок. Наибольшее влияние отмечено для постнатального периода, включающего развитие особей от рождения до момента полового созревания и участия в размножении. В этот период проявление токсичности прямо связано с качеством среды обитания. Роль миграционных процессов. Обсуждаемое выше влияние токсических факторов на показатели отдельных этапов процесса воспроизводства однозначно не определяет еще судьбу популяции и ее устойчивое существование. Решающее значение имеет способность к поддержанию численности. Многие авторы подчеркивают, что миграция животных выполняет важнейшую функцию в поддержании численности популяций. При этом отмечают, что роль и интенсивность миграционных процессов у мелких млекопитающих особенно усиливается в пессимальных местообитаниях как естественного, так и антропогенного происхождения. На основе анализа кривых вылова рыжих полевок было показано, что в градиенте токсической нагрузки по мере изменения качества среды наблюдается устойчивое изменение обилия оседлых и мигрирующих зверьков. При этом обилие оседлых особей закономерно возрастало по мере восстановления качества среды, обитания, достигая максимума в зонах слабой токсической нагрузки и на фоне ее [13, 15]. Наиболее четко по мере увеличения токсической нагрузки возрастала доля мигрантов в населении мелких млекопитающих. В условиях сильно деградированных местообитаний вблизи источника токсической эмиссии создание стабильных поселений оседлых особей затруднено, что свидетельствует о крайнем неблагополучии среды обитания для данного вида и невозможности существования животных в течение полного жизненного цикла. Население рыжей полевки в этих условиях представлено главным образом мигрирующими особями из сопредельных более благоприятных стаций, расположенных на больших расстояниях от источника загрязнения. Методами математического моделирования показано, что площадь прямого токсического поражения, на которой резко снижается или полностью исчезает население мелких млекопитающих, зависит от конкретных условий. Если интенсивное токсическое загрязнение охватывает наиболее благоприятные стации обитания, а смежные территории слабо обеспечивают восполнение населения животных за счет мигрантов, то общая зона поражения может существенно превышать территорию интенсивного загрязнения (рис.8.6.I). Возможен и обратный вариант, когда наличие обильных, не тронутых токсическим влиянием и пригодных для обитания животных сопредельных территорий может поддерживать их численность на достаточно высоком уровне, ограничивая за счет миграционных перемещений зону токсического поражения (Рис.8.6.II)[1]. I вариант II вариант Рис. 8.6. Зоны прямого токсического загрязнения (Зп) и фактического поражения (Зф — заштриховано) при различном расположении источника выбросов. I вариант — максимально загрязнены стации преимущественного обитания; II вариант — стации обитания зверьков сохранены. Таким образом, пространственная гетерогенность природных популяций позволяет им поддерживать жизнеспособность даже в условиях интенсивного токсического загрязнения территории. Миграционные перемещения животных при этом следует рассматривать как проявление обычных неспецифических механизмов популяционной адаптации, обусловленных состоянием среды обитания. Биоценотический (экосистемный) уровень экотоксикологического ответа в экологических системах, подверженных токсическому действию, может проявляться на всех уровнях организации биологических систем от молекулярно-генетического до ценотического. Однако всегда существует ограничение в полном предсказании состояния системы по показателям иерархически ниже расположенных уровней. Поэтому для получения полного и всестороннего представления о реакции экосистем на токсическое загрязнение среды следует учитывать показатели всех структурнофункциональных уровней биогеоценозов. В соответствии с этим можно выделить следующие две основные группы характеристик экосистемного уровня. • Показатели, отражающие состояние экосистем на ценотическом уровне: оценка круговорота вещества и энергии; видовое разнообразие экосистем. • Показатели популяционного уровня. Говоря о показателях круговорота, фактически мы имеем в виду интегральные характеристики, которые отражают потоки вещества и энергии между отдельными компонентами экосистемы, а также запас и скорость их возобновления. В соответствии с понятием С.С.Шварца "хорошего" биогеоценоза отправной точкой для изучения ответа экосистемы на токсическое воздействие может служить изучение запасов и динамики накопления органического вещества [4]. В природных фитоценозах для этого можно оценить наземную и подземную фитомассу, запасы мертвого органического вещества растительного происхождения, сезонный или годичный прирост древесной растительности, годичный опад. Кроме того, существуют методы, непосредственно характеризующие продуктивность растительного покрова, скорость деструкционных процессов и т.д. Собранные воедино эти показатели позволяют сделать вывод о сбалансированности процессов аккумуляции вещества и энергии с их расходом, оценить, является ли данная система по отношению к другим "донором" или "акцептором", т.е. выполняет ли она свои функции по отношению к природным системам большего масштаба. Это существенно, поскольку для оценки состояния экосистемы важную роль играет выбор пространственного масштаба рассматриваемого природного комплекса. Иными словами, показатели состояния могут быть "плохими" на локальном уровне, однако пространственные связи могут в определенной мере компенсировать это отклонение на уровне природных комплексов более крупного масштаба. Другая группа показателей связана с биологическим разнообразием природных экосистем. Согласно закону необходимого разнообразия Эшби, система только тогда обладает высокой устойчивостью для блокировки внешних и внутренних возмущений, когда она имеет достаточное внутреннее разнообразие. Поэтому показатели биологического разнообразия можно рассматривать в качестве оценки состояния экосистемы. К числу таких показателей биологического разнообразия можно отнести видовой состав сообществ. Вторжение человека в природные экосистемы, в том числе их токсическое загрязнение, сопровождается исчезновением некоторых наименее резистентных видов, а их замена более устойчивыми видами и формами ведет к смене доминирующих видов и изменению структуры сообществ. В качестве примера приведем публикацию Д.А. Криволуцкого [], в которой проанализирована динамика численности населения и видового разнообразия почвенной микрофлоры в зоне Чернобыльской АЭС. Данные из сообщения [ ] представляют собой редкий случай восстановления качества природных биогеоценозов, определяемого по показателям биологического разнообразия. Установлено, что общая численность микроартропод восстановилась через 2—3 года после аварии за счет глубоко живущих мелких почвенных организмов, их биоразнообразие достигло только 50 % от контроля в течение 5 лет, а с 1993 г. началось восстановление биоразнообразия поверхностно обитающих видов. Количество видов во всех горизонтах почвы достигает в настоящее время 75—80 % от контроля. Хорошо известно, что климаксные сообщества характеризуются наибольшей сбалансированностью процессов продукции и деструкции органического вещества. В связи с этим подчеркнем, что появление новых видов организмов однозначно свидетельствует о сдвигах в этих процессах. Увеличение видового разнообразия в климаксных сообществах и тем более его уменьшение не является благоприятным для стабильности природных систем, а означают начало структурной перестройки и потери устойчивости. Эти показатели прямо отражают деградацию природных систем, смену стаций обитания и связанное с этим появление новых видов при общем снижении обилия населения животных. Отмеченная сложность и неоднозначность диагностики состояния природных экосистем не исключает необходимости введения некоторого единого подхода, позволяющего классифицировать территорию по степени экологического неблагополучия. На современном этапе эта задача решается в рамках Закона РФ "Об охране окружающей природной среды", согласно которому вводится следующая градация территории по степени ее нарушения. Участки территории РФ, где «в результате хозяйственной и иной деятельности происходят устойчивые отрицательные изменения в окружающей природной среде, угрожающие здоровью населения, состоянию естественных экологических систем, генетических фондов растений и животных», объявляются зонами чрезвычайной экологической ситуации (ст. 58). Участки территории РФ, где в результате хозяйственной деятельности «произошли глубокие необратимые изменения окружающей природной среды, повлекшие за собой существенное ухудшение здоровья населения, нарушение природного равновесия, разрушение экологических систем, деградация флоры и фауны», являются зонами экологического бедствия (ст. 59). В 1992 г. в порядке реализации Закона Министерство охраны окружающей среды и природных ресурсов РФ утвердило "Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия", согласно которым предполагается наличие нескольких этапов разрушения природных экосистем. Зоны экологического риска включают в себя территории с заметным снижением биологической продуктивности и устойчивости экосистем при сохранении возможности восстановления их естественного состояния. На таких землях предполагается естественное сокращение хозяйственного их использования и планируется их поверхностное улучшение. Доля таких частично нарушенных территорий не должна превышать 5—20 % всей площади. Отметим, что даже в норме, т.е. в стабильных экосистемах без явного антропогенного влияния, относительная площадь нарушенных земель может достигать 5 %. Иногда степень деградации природных экосистем может быть определена на основании скорости антропогенного преобразования рассматриваемой территории. Экосистемы можно считать стабильными, если ежегодно преобразуется не более 0,5 % их площади. Зоны экологического риска характеризуются скоростью преобразования в 1—2 % площади в год. Зоны экологического кризиса (чрезвычайная экологическая ситуация) включают территории с сильным снижением биологической продуктивности и потерей устойчивости, трудно восстанавливаемыми нарушениями экосистем, предполагающими лишь выборочное их хозяйственное использование и требующими глубокого улучшения их состояния. Такие площади могут достигать 20—50 % от всей площади экологического кризиса, а скорость антропогенной трансформации — 2—3 % в год. Зоны экологического бедствия (экологическая катастрофа) включают территории с полной потерей продуктивности, практически не восстанавливаемыми нарушениями, полностью исключающими эти территории из хозяйственного использования и требующие коренного улучшения (например, замены почвенного покрова). Доля нарушенных земель в этом случае превышает 50 % всей площади зоны экологического бедствия. Скорость антропогенного преобразования в таких зонах достигает 4 % и более площади в год. Отметим, что приводимые оценки экологической нарушенности территории носят условный характер, окончательную оценку степени пораженности могут дать лишь специалисты-эксперты, учитывающие все особенности территории, в качестве которых могут быть рассмотрены отдельные природные комплексы, водосборные бассейны рек, урочища и лишь в некоторых случаях административные районы. По некоторым оценкам зоны экологического бедствия составляют в России от 1 до 16 % всей территории. Отметим, что вводимое ранжирование территории следует рассматривать как вынужденный компромисс между современным состоянием экономики и объективными требованиями рационального природопользования. Давая общую оценку состоянию проблем экологической токсикологии для систем биогеоценотического ранга, отметим их недостаточную современную разработанность. Это связано с рядом объективных обстоятельств: высокой сложностью структурно-функциональной и динамической организации экологических систем. Нелинейность их реакции на токсическое воздействие не позволяет, как правило, количественно прогнозировать их реакцию, эффекты поражения. Высокой изменчивостью показателей, характеризующих состояние таких систем, определяемой не только случайным характером их флюктуации, но и самой структурой систем. Наличие у экологических систем "памяти": поведение системы зависит от ее истории, так что для прогноза реакции на воздействие недостаточно знать ее состояние в данный момент времени, необходимо учитывать закономерности эволюционного процесса конкретных экосистем и соответствующих стадий сукцессии. Все отмеченное существенно затрудняет и делает невозможной формализацию реакции систем биоценотического уровня в виде зависимости доза — эффект. Оценка состояния жизнеспособности, устойчивости и резервных возможностей экологических систем, подверженных токсическому воздействию, на современном этапе возможна лишь на основе опыта и общенаучных, в том числе интуитивных, представлений авторитетных экспертов-экологов.