Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1 Действие низкоинтенсивного ионизирующего и неионизирующего излучения на биоту 15
1.1 Анализ эффектов действия малых доз ионизирующих и неионизирующих излучений 15
1.1.1 Биологические эффекты -излучения в малых дозах на клеточном и организменном уровнях 15
1.1.2 Биологические эффекты низкоинтенсивного радиочастотного излучения на клеточном и организменном уровнях 28
1.2 Поиск новых подходов к оценке и анализу радиационных низкодозовых биологических эффектов 45
1.3 Биотестирование в системе мониторинга низкодозового радиационного воздействия 47
1.3.1 Место биотестирования в системе оценки качества среды 47
1.3.2 Тест-объекты и тест-реакции, используемые в биотестировании водной среды 53
Заключение по обзору литературы 74
ГЛАВА 2 Материалы и методы, используемые в работе 77
2.1 Описание тест-культуры и методики культивирования 77
2.1.1 Модель одноклеточного организма инфузории Spirostomum ambiguum 77
2.1.2 Модель многоклеточного организма беспозвоночного Daphnia magna 78
2.2 Схема экспериментов 80
2.2.1 Установки для облучения -квантами. Дозиметрический контроль 80
2.2.2 Схема облучения -квантами 82
2.2.3 Генераторные установки низкоинтенсивного радиочастотного поля. Дозиметрический контроль 83
2.2.4 Схема облучения в низкоинтенсивном радиочастотном поле 89
2.3 Методы морфо-функционального анализа 91
2.3.1 Исследования на спиростомах 91
2.3.2 Исследования на дафниях 95
2.4 Методы биохимического и молекулярного анализов 100
2.4.1 Анализ нарушения метаболизма МТТ-методом 100
2.4.2 Анализ уровня свободных радикалов методом
привитой сополимеризации 102
2.4.3 Анализ метилирования структуры ДНК 103
ГЛАВА 3 Результаты экспериментов 108
3.1 Биологические эффекты излучения 108
3.1.1 Действие у-излучения на одноклеточных 108
3.1.1.1 Изменение жизнеспособности и темпа деления 108
3.1.1.2 Изменение двигательной активности 113
3.1.1.3 Морфофункциональные изменения 120
3.1.2 Действие у-излучения на многоклеточных 123
3.1.2.1 Изменение выживаемости 123
3.1.2.2 Изменение продолжительности жизни 131
3.1.2.3 Изменение плодовитости 137
Заключение к гл. 3.1 144
3.2 Биологические эффекты действия радиочастотного излучения на организм 147
Заключение к гл. 3.2 160
3.3. Механизмы низкодозового радиационного воздействия 163
3.3.1 Трансгенерационные изменения биохимических процессов 164
3.3.2 Трансгенерационные изменения свободнорадикальных процессов 168
3.3.3 Эпигенетическая трансгенерационная передача эффектов облучения в низких дозах 171
Заключение к гл.
Заключение .182
Выводы 183
Список используемых источников 186
- Биологические эффекты низкоинтенсивного радиочастотного излучения на клеточном и организменном уровнях
- Место биотестирования в системе оценки качества среды
- Схема облучения -квантами
- Изменение продолжительности жизни
Биологические эффекты низкоинтенсивного радиочастотного излучения на клеточном и организменном уровнях
В настоящее время до конца не определен радиобиологический смысл и потенциал для здоровья человека и состояния биоты индуцированных эффектов, связанных с облучением в малых дозах. Термин «малая доза» имеет много разных толкований в разных контекстах. Исходя из микро дозиметрического анализа, малой считается доза, при которой в среднем на одну клетку (мишень) приходится один трек от прохождения ионизирующей частицы (кванта) [ICRU Report 86, 2011]. Это определение очень условно, поскольку нет никакого универсального соглашения об определении малой дозы. Например, в США минимально допустимым уровнем малых доз считается естественный радиационный фон 100 мбэр/год (1,0 мЗв), а максимально допустимым для населения 170 мбэр / год (1,7 мЗв) [Research needs for estimating.., 1974]. Расчеты показывают, что доза -излучения 60Со, при воздействии которой на одну клетку (ядро клетки) диаметром 8 мкм приходится в среднем один трек, составляет около 1 мГр. Соответственно, при дозе 0,1 мГр доля облученных клеток в популяции составит около 10% [Радиация и патология, 2005]. Учитывая биологические эффекты действия радиации, предложено несколько критериев для отнесения доз облучения к малым. Один из них, рассматривая зависимость проявления ряда радиационных эффектов от дозы, подразумевает существование порога, ниже которого исследуемое поражение не проявляется. Дозы, начиная с пороговой и ниже, предложено рассматривать как малые. НКДАР предложил считать дозы в 200 мГр и ниже малыми, т.к. ниже этой дозы не удается выявить увеличение числа злокачественных опухолей (стохастические события) [ICRP Publication 118, 2012]. Однако при таком рассмотрении диапазон малых доз может существенно варьировать для разных представителей био-ты.
Относительно биологических эффектов малых доз ионизирующего излучения и их значимости для здоровья существует несколько точек зрения. Согласно одной из них, небольшое превышение естественного радиационного фона (ЕРФ) благотворно воздействует на все уровни организации биоты. Например, в работе [Кузин, 1977] было обнаружено увеличение продолжительности жизни мышей при остром облучении у-лучами в дозах 25 - 50 сГр. С другой стороны показано, что эффект радиоадаптации в условиях повышенного естественного радиационного фона (ПЕРФ) сопровождается увеличением генетического груза в популяциях [Шевченко, Печкуренков, Абрамов, 1992]. Так, стимуляцию всхожести проростков семян озимой ржи, собранных в 1986 г. в 10-км зоне ЧАЭС, наблюдали на фоне достоверного прироста цитогенетических нарушений [Зяблицкая, Гераськин, Удалова и др., 1996]. Поэтому, как считает ряд ученых [Гераськин, 1995; Алекса-хин, Архипов, Бархударов и др., 1990], «стимуляция» соматических эффектов может являться косвенным свидетельством индукции изменений в наследственном аппарате.
Другая точка зрения, которая до сих пор считается классической в радиобиологической теории, была сформулирована еще в 40-е годы прошлого века. Она гласит, что выход мутаций на единицу дозы одинаков как для малых, так и для больших доз (линейность). Предполагалось [Timofeeff-Ressovsky, Zimmer, Delbruck, 1935; Timofeeff-Ressovsky, Zimmer, 1947; Lea, 1962], что квант энергии излучения, воздействуя непосредственно на хромосому, вызывает в генах необ ратимые изменения – мутации (беспороговость). Этот постулат лег в основу «линейной беспороговой концепции» [Радиационная защита…, 1987], подразумевающей опасность любых уровней облучения, в том числе не превышающих естественный радиационный фон (ЕРФ). Однако уже в конце 50-х годов в работах Н.В. Лучника и Н.В. Тимофеева-Ресовского [Лучник, 1957; Тимофеев-Ресовский, Лучник, 1960] была продемонстрирована аномальная реакция самых разных биологических объектов на низкодозовое облучение.
Последние 20 лет наблюдается значительный сдвиг парадигмы в области радиационной биологии. Научный подход, лежащий в основе линейной беспороговой модели, в настоящее время оспаривается, в частности, в отношении окружающей среды. Становится очевидным, что вызываемые малыми дозами эффекты в клетках, тканях и организмах невозможно предсказать по дозе. Наблюдаемые реакции находятся под влиянием генетических, эпигенетических и экологических факторов, а это приводит к тому, что доза и ответ напрямую не связаны между собой. Открытие так называемых «немишенных» механизмов означает, что малые дозы могут вызывать сложные нелинейные или сублинейные (гормезис) ответы и их появление непредсказуемо на любом уровне системы. Формирующаяся новая концепция радиобиологии означает, что облучение в малых дозах может препятствовать негативному влиянию химических или физических агентов, при этом значимо модулировать предсказанный риск [Mother-sill, Seymour, 2014].
В последнее время мнение, что радиационно-индуцированное повреждение в ядре облученной клетки и есть негативный результат облучения, было поставлено под сомнение наблюдениями, в которых действие ионизирующего излучения проявляется в клетках, которые сами не облучены [Mothersill, Seymour, 2006]. Эти эффекты продемонстрированы как в потомках облученных соматических клеток (радиа-17 ционная нестабильность генома) [Dubrova, 2003], так и в соматических клетках, которые получали определенные сигналы от облученных соседей (радиационно-индуцированные эффекты свидетеля) [Mothersill, Seymour, 2006]. Эти эффекты рассматриваются как «немишенные» эффекты [UNSCEAR. 2008] и в настоящее время широко обсуждаются [Dauer, Brooks, Hoel et al., 2010; Dallas, Keith-Roach, Lyons et al., 2012; Kadhim et al., 2012; Morgan, Bair, 2013; Mothersill, Seymour, 2013, 2014].
Подавляющее большинство результатов по воздействию малых доз радиации получено in vitro [Lorimore, Wright, 2003; Morgan, 2003 a; Little, 2007; O Dowd, Mothersill et al., 2006; Bouffler, Bridges, Cooper et al., 2006; Wright, Coates, 2006; Schwartz, 2007]. Использование методов, которые давали высокую точность наблюдаемым результатам экспериментов, позволило, например, оценить выживаемость клеток млекопитающих при облучении в дозах менее 1 Гр [Palcic, Jaggi, 1986]. Анализ выживаемости разных линий клеток млекопитающих [Marples, Joiner, 1993; Lambin, Fertil, Malaise et al., 1994; Wounter, Skarsgard, 1997] показал наличие сложной нелинейной зависимости от дозы в диапазоне 0.05 – 1.0 Гр. Выживаемость облученных клеток была ниже, а эффективность воздействия на единицу дозы выше, чем при облучении в больших дозах.
Место биотестирования в системе оценки качества среды
В настоящее время в водной токсикологии, несмотря на громадное количество работ по оценке токсичности загрязняющих веществ, отсутствует система cpaвнительнo-тoкcикoлoгичecкого анализа, которая позволила бы не только оценить действие вредных веществ на гидробионтов разных систематических групп, но и выявить среди них объекты, наиболее чувствительные и удобные для целей биотестирования. Обнаружение и количественное определение содержания загрязняющих веществ в окружающей среде не достаточно, чтобы точно характеризовать их воздействие. Необходимо также определить их опасность для биологических систем, которые являются конечными получателями токсикант-индуцированного повреждения [Jha, 2004; Jha, Cheung, Foulkes et al., 2000]. Для этого в системе биологического мониторинга используют ответные реакции экологически значимых видов как индикаторов ущерба экосистемам [Moore, Depledge, Read-man et al., 2004; Jha, 2008]. В публикациях МКРЗ в настоящее время уделяется серьезное внимание разработке системы «референтных видов» - гипотетических объектов, имеющих анатомические, физиологические, поведенческие базовые характеристики животного или растения определенного типа [ICRP, 2009]. Требования к референтным видам установлены следующие: вид должен быть значимым звеном в трофической цепи в конкретной экосистеме, широко распространенным, изученным в радиобиологическом плане, радиочувствительным, давать возможность оценки доз в разных радиоэкологических ситуациях. Важным моментом в выборе референтных видов является их принадлежность к разным уровням филогенеза – от простейших до высших организмов, от одноклеточных до многоклеточных. Однако, несмотря на экологическую значимость беспозвоночных и простейших, для создания существующих баз данных о чувствительности разных представителей биоты к ионизирующему излучению, например, [FREDERICA, 2006], эти представители гидробионтов не использованы или проанализированы в незначительном объеме. Т.к. радиационная защита традиционно ориентирована на человека, то наибольшее число работ по эффектам радиации проведено на млекопитающих (модель вида для человека) или на растениях и рыбах (источники питания человека) [Real, Sundell-Bergman, Knowles et al., 2004]. Хотя существуют многочисленные сведения о накоплении радионуклидов водными организмами [Brown, Jones, Saxen et al., 2004; Hunt, Bailey, Jenkinson et al., 2010; McDonald, Baxter, Fowler, 1993; Punt, Millward, Jones, 1998; Valette-Silver, Lauenstein, 1995], исследования биологических эффектов на них ограничены.
В последнее время стали появляться работы по действию на водных беспозвоночных важных групп радионуклидов, попадающих в окружающую среду. Так, в исследованиях выживаемости полихет (Hediste diversicolor) и моллюсков (Perna perna) не обнаружено существенного влияния облучения 226Ra [Grung, Ruus, Holthetal., 2009] и 210Po [Godoy, deOliveira, de Almeida et al., 2008]. Показан больший вклад в эффект выживаемости Daphnia magna токсичности эмиттера (смешанный изотоп урана) как химического вещества, чем от его излу-57 чения с мощностью дозы 20 мГр/ч [Massarin, Alonzo, Garcia-Sanchez et al., 2010]. Подобные результаты получены при изучении токсичности урана [Zeman, Gilbin, Alonzo et al., 2008]. Интересно, что 241Am вызывает снижение выживаемости D. magna в родительском поколении при облучении с мощностью более 0,99 мГр/ч [Alonzo, Gilbin, Bourrachot et al., 2006; Alonzo, Gilbin, Zeman et al., 2008], а в F1 и F2 поколениях с меньшей мощностью 0,3 мГр/ч [Alonzo, Gilbin, Zeman et al., 2008]. Сравнение работ по облучению D. magna [Gilbin, Alonzo, Garnier-Laplace, 2008] и D. pulex [Marshall, 1962, 1966], а также работ по облучению моллюсков [Jha, Dogra, Turner et al., 2005; Hagger, Atienzar, Jha, 2005] позволило авторам, в частности, указать на различия в ОБЭ -, - и -частиц, воздействующих на этих водных беспозвоночных [Alonzo, Gilbin, Zeman et al., 2008]. Однако, как считают авторы обзора [Dallas, Keith-Roach, Lyons et al., 2012], более вероятно, что эти различия связаны с разными схемами эксперимента, индивидуальными особенностями видов или различиями в регистрируемых показателях ответной реакции на облучение. Так, у моллюсков исследовали гено-токсические эффекты, в работе с дафниями акцент был сделан на показатели выживаемости, плодовитости и потребления кислорода.
В работах, которые процитированы в данной главе, использованы разные виды водных беспозвоночных, от моллюсков до членистоногих и иглокожих. Однако, как считают авторы обзора [Dallas, Keith-Roach, Lyons et al., 2012], в связи с огромной экологической и таксономической вариабельностью в группах, проводить оценку воздействия ионизирующего излучения по всем имеющимся в водной экосистеме видам невозможно. Среди водных беспозвоночных, имеющих высокую экологическую значимость, есть такие, для которых абсолютно отсутствуют данные об их чувствительности к ионизирующим излучениям (например, плоские черви Porifera, головоногие моллюски Asteroidea и
Holothuroidea). Большинство статей, опубликованных по воздействию ионизирующего излучения на водных беспозвоночных, описывают эффекты у морских организмов. Использование пресноводных животных представлено лишь в 1/3 статей. Среди Crustacea доминируют в исследованиях два наиболее хорошо изученных рода - артемии и дафнии, которые традиционно широко используются в экотоксиколо-гическом мониторинге и имеют, безусловно, практические преимущества. Однако есть сведения, что лабораторная культура дафнии, выбранная из-за высокой репродуктивной функции в условиях культивирования, может, как следствие, быть более терпима к другим стрессовым воздействиям [Barata, Baird, Mitchell et al., 2002]. Поэтому, как считают авторы [Dallas, Keith-Roach, Lyons et al., 2012], будущая работа по исследованию эффектов радиации выиграет, если будет проведен тщательный анализ тест-объектов и тест-функций представителей разных филогенетических групп водных беспозвоночных.
Как уже было сказано выше, в классических экотоксикологических исследованиях в последние годы наблюдается переход к использованию нескольких видов тест-организмов, или «батареи тестов». Этот подход имеет много преимуществ, т.к. охватывает несколько трофических уровней (например, хищники, травоядные) и учитывает различия в физиологии [Canty, Hutchinson, Brown et al., 2009; Cheung, De-pledge, Jha, 2006; Jha, Hagger, Hill, 2000], получая более широкую картину воздействия на окружающую среду. Изучение токсичности загрязняющих веществ у нескольких видов позволяет проводить сравнения между группами и предоставляет альтернативу для исследования, когда классические тест-организмы не присутствуют на загрязненной территории [Jha, 2008].
Схема облучения -квантами
Трех-четырех суточных рачков D. magna облучали на установке «Луч-1» в дозах 100 и 1000 мГр (см.гл.2.2.2) в пластиковых пробирках (BD Falcon, Нидерланды) в объеме 15 мл воды по 20 особей. Контроль находился в тех же условиях, но не облучался. Через max 5 ч после облучения начинали анализ свободно-радикальных реакций на оборудовании кафедры биофизики биофака МГУ им. М.В. Ломоносова.
Анализ свободно-радикальных (СР) реакций проводили радиоиндикаторным методом привитой радикальной сополимеризации in vivo [Мелехова, 2010; Козлов, 1970]. Суть метода заключается в том, что если в биологический объект, содержащий СР, ввести какой-либо мономер, способный к радикальной полимеризации, то процесс полимеризации развивается пропорционально имеющемуся в тканях количеству СР. При введении в объект меченого мономера наличие реакционно-способных СР можно зарегистрировать по концентрации меченых сополимеров, т.е. радиоактивности образцов методом радиометрии. В качестве мономера в данной работе был использован меченный по углероду акриламид (АА-14С) [Козлов, 1970]. Активность рабочего раствора АА-14С была 1 мкКи/мл при удельной активности препарата 100 мкКи/мл. Концентрация и активность меченого вещества составляла 0,01% АА-14С.
Для анализа СР-реакций дафний помещали по 20 особей в лунки 12-луночного планшета (SPL Lifesciences, Республика Корея) в 1 мл рабочего раствора акриламида на 1,5 ч. После инкубации дафний трижды отмывали в дистиллированной воде в пластиковых чашках Петри (Nuova Aptaca, Канелли, Италия), обсушивали на фильтровальной бумаге и помещали во флаконы для сцинтилляционного счета (Sarstedt, Сарштедт, Германия). К каждой пробе добавляли по 0,4 мл концентрированной HClO4 и ставили в термостат на 10 - 15 ч при температуре 560 С до полного растворения пробы. Затем к каждой пробе добавляли по 1 мл 1,5 М триса и по 10 мл сцинтилляционного раствора Брея. Истинную радиоактивность опытных и контрольных образцов (ДРМ, т.е. количество (доля) распадов в минуту), измеряли методом жидкостной сцинтилляции сотрудники кафедры биофизики МГУ, учитывая, что радиоактивность пропорциональна уровню радикальной полимеризации и, соответственно, уровню свободных радикалов.
Проведено по три серии опытов для родительского и первого поколения дафний. Результаты обработаны статистически с использованием непараметрических критериев Крускала-Уоллиса и 2 [Hosmer, Lemeshow, May, 2008].
Анализ метилирования структуры ДНК 1-суточных дафний облучали в дозах 0,01, 0,1, 1,0 и 50 Гр по схеме, описанной в гл. 2.2.2. Затем культивировали до 4-х суточного возраста в лабораторных стаканах как описано в гл. 2.1.2. Биоматериал. В пробирки типа «Эппендорф» (Axygen (США) объемом 1,5 мл отбирали по 50 дафний в возрасте 4 сут на одну по 103 вторность из каждой опытной и контрольной групп. Пробирки с образцами шифровывали, закрывали и помещали в контейнер с сухим льдом до добавления лизирующего буфера.
Реактивы для выделения ДНК. Для приготовления лизирующе-го буфера по 50 мМ ТРИС (PANREAC QUIMICA SA, Испания) и 50 мМ ЭДТА (Трилон Б) (Лабтех, Россия) были смешаны и доведены до рН = 8. Далее были приготовлены растворы А: 0,5% додецил сульфат натрия (SDS) (Лабтех, Россия) и Б: 150 мМ NaCI (или 0,9% изотонический р-р) (Лабтех, Россия). ТЕ-буфер готовили на стерильной дистиллированной воде, смешав 10 мМ ТРИС (PANREAC QUIMICA SA, Испания) и 1 мМ ЭДТА (Лабтех, Россия). Раствор довели до рН =7.0 – 8.0. Приготовили рабочие водные растворы РНК-азы (SIGMA ALDRICH CHEMIE, USA) в концентрации 5 мг/мл и протеиназы К (SIGMA ALDRICH CHEMIE, USA) в концентрации 25 мг/мл. Протеиназу К хранили маленькими порциями при -200 С, используя каждую порцию на 1 эксперимент. Фенол-хлороформный буфер готовили в соотношении фенол (Лабтех, Россия) к хлороформу (Лабтех, Россия) 1:1.
Лизис клеток. Избегая контаминации образцов, в каждую пробу с замороженными дафниями добавляли по 300 мкл лизирующего буфера и гомогенизировали пестиком (ООО Компания БИОКОМ, Россия).
Использовали автоматические пипетки (Ленпипет, Россия) объемом 1 - 5 мкл, 40 - 200 мкл, 200 - 1000 мкл с одноразовыми дозаторами.
После каждой операции образцы снова помещали на лед. Лизат инкубировали в термостате (ООО Компания БИОКОМ, Россия) при 650 С в течение 15 мин. Спустя 5, а потом 10 мин эппендорфы с образцами встряхивали на вортексе (ООО Компания БИОКОМ, Россия) и оставляли в термостате при 370 С до остывания.
Обработка РНК-азой. В каждый образец добавляли по 3 мкл рабочего раствора РНК-азы и 4,5 мкл протеиназы К. Инкубировали 2 ч при 650 С. Содержимое эппендорфа перемешивали, и снова инкубировали в термостате при 370 С в течение 10 мин.
Осаждение белков. Образцы опускали в лед на 5 мин. Добавляли по 300 мкл фенол-хлороформный буфер. Перемешивали на вор-тексе 30 сек. Центрифугировали (ООО Компания БИОКОМ, Россия) при 10000 g в течение 10 мин при комнатной температуре. Если на дне эппендорфа не образовывался шарик (осадок), операцию повторяли еще 3 раза, а потом центрифугировали с хлороформом еще 5 мин.
Осаждение ДНК. Отбирали верхнюю водную фазу с ДНК в чистый эппендорф. Добавляли по 500 мкл изопропанола (Лабтех, Россия). Переворачивали эппендорфы 30 - 40 раз. Отстаивали 15 мин. Затем центрифугировали 10 мин при 10 000 g при 40 С на микроцентрифуге. Осторожно сливали изопропанол, чтобы не удалить осадок ДНК. Добавляли по 500 мкл 75% этанола (Лабтех, Россия) и переворачивали эппендорфы несколько раз для промывания осадка. Если осадок случайно смешивался, кратко центрифугировали на вортексе.
Изменение продолжительности жизни
Как видно из рисунка, доверительные пределы выживаемости для контроля и дозовой группы в некоторые моменты времени (20, 60 сут) пересекаются, а в другие (40 сут) – нет. Поэтому на основании данного критерия нельзя говорить о значимости влияния облучения в исследуемых дозах на выживаемость рачков. Ответ может дать только сравнение разности или отношения рисков смерти в облучнной и контрольной популяциях за весь период наблюдения.
В табл. 11 приведены объединнные расчты по двум независимым сериям экспериментов, описанному выше и в гл. 3.1.2.1: средняя продолжительность жизни, рассчитанная по уравнению (7) (см. гл.2.3.2), риски смерти – по уравнению (3), разности рисков смерти – по уравнению (8) и их доверительные пределы (нижний и верхний) – по уравнению (5) в контрольной и облучнных популяциях дафний. Из таблицы видно статистически значимое снижение средней продолжительности жизни и увеличение риска смертности с увеличением дозы облучения от 100 до 1000 мГр. При облучении в дозе 10 мГр снижение выживаемости не значимо. При этом разница между риском смертности дафний, облученных в дозах 10 - 100 мГр и 100 - 1000 мГр, тоже статистически не значима. Следовательно, на кривой выживаемости появляется дозонезависимое плато.
Следующее исследование демонстрирует сохранение эффекта снижения продолжительности жизни в первом поколении дафний. В табл. 12 приведены средняя продолжительность жизни необлученных потомства F1, риск смертности, разница в риске смертности и доверительные интервалы (нижней и верхней) в контроле и в необлученных популяций дафний, которые родились от облученных в дозах 100 и 1000 мГр дафний исходной выборки.
Как показано в таблице, необлученное потомство дафний первого поколения, полученное от облученных в дозах 100 и 1000 мГр дафний исходной выборки, имеет потенциально более короткую продолжительность жизни, чем дафнии из группы контроля первого поколения. Таким образом, данное исследование показывает, что доза 100 мГр при остром -облучении является наиболее низкой (или близкой к ней) дозой, вызывающей статистически значимый эффект снижения выживаемости и продолжительности жизни дафний. Различие рисков смертности в популяции ракообразных, облученных в дозах 100 и 1000 мГр, статистически не значимо, следовательно, радиационный эффект не изменялся при увеличении дозы облучения в 10 раз.
Проведенное исследование и анализ физиологических изменений у многоклеточного организма позволяет предположить, что снижение выживаемости облученных в дозах 100 и 1000 мГр дафний может быть объяснено их преждевременным старением. Это в некоторой степени доказывает инициацию облучением в малых дозах раннего старения организма. Полученные результаты не противоречат данным, описанным в литературе. Например, сокращение продолжительности жизни облученных в дозе 400 мГр мышей было обнаружено в исследовании [Oghiso, Tanaka, Tanaka, Sato, 2008]. При этом низкоинтенсивное хроническое -облучение в малых дозах может вызвать увеличение продолжительности жизни, как предполагают в [Зайнулин, Москалев, Шапошников и др., 2006], из-за повреждения функций гонад, что по теории «распределения сомы» способно увеличивать продолжительность жизни. Однако, как известно из явления адаптивного ответа, стимуляция репарации длится всего несколько часов [Mitchel, 2007]. В литературе обсуждается существенная роль апоптоза в старении [Зайнулин, Москалев, Шапошников и др., 1999]. Показано, что ряд генов, участвующих в контроле апоптоза как растительных, так и животных клеток, претерпевает возрастзависимое изменение экспрес-136 сии. В работе [Зайнулин, Москалев, Шапошников и др., 2006] делается попытка объяснить неоднозначность ответных реакций на облучение в малых дозах индуцированием генетической нестабильности генома, на фоне которой возможна реализация разнообразных радиобиологических реакций, приводящих как к стимуляции, так и значимому угнетению жизненно важных функций клетки или организма. По последним сведениям, в процессах старения существенную роль играет оксида-тивный стресс. Свободные радикалы повреждают митохондриальную и ядерную ДНК, а так же мембраны и белки клетки [Анисимов, 2003; Скулачев, 1999], приводя к ускоренному старению и укороченной продолжительности жизни [Москалев, 2013].
В эксперименте, направленном на анализ плодовитости дафний, контрольные и облученные особи во всех исследуемых поколениях начали производить потомство в среднем с 11-суточного возраста, что соответствует биологической норме [Исакова, Колосова, 1988; Ebert, 2005]. В табл. 13 приведены основные результаты исследования. Вероятность выживаемости и способности дать потомство в контрольной и облученных в дозах 10, 100 и 1000 мГр группах дафний исходной выборки поколения (F0) и их необлученного потомства первого (F1) и второго (F2) поколений рассчитаны по формулам 11 – 13 (гл. 2.3.2).