Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Антропогенные воздействия и СПАВ как вещества, загрязняющие водные экосистемы 5
1.1. Проблема критериев и приоритетов при оценке опасности воздействия на водную биоту 5
1.2. Экологическая опасность и экосистемные последствия воздействия антропогенных веществ на гидробионты 7
1.3. Биоэффекты веществ и необходимость совершенствования методического арсенала биотестирования 12
1.4. Обоснование необходимости дополнительного изучения биологических эффектов СПАВ 16
1.5. Неоднозначность биологических эффектов, вызываемых ПАВ 19
1.6. Загрязнение водных экосистем СПАВ 24
1.7. СПАВ и процессы, важные для самоочищения воды, в том числе ее фильтрация моллюсками 33
Глава 2. Организмы и методы 37
2.1.Организмы: обоснование выбора и методические аспекты использования 37
2.2. Использованные вещества 53
Глава 3. Биологическая активность вод, содержащих анионные СПАВ 57
5.1. Биологические эффекты алкилсульфатов 57
5.2. Биологические эффекты алкилбензолсульфонатов (АБС) 75
3.1. Биологические эффекты высокомолекулярных СПАВ 81
3.2. Заключительные замечания 82
Глава 4. Биологическая активность вод, содержащих неионогенные СПАВ 86
4.1.Биологические эффекты НПАВ в системе с бактериями 88
4.2. Биологические эффекты НПАВ при воздействии на фитопланктонные организмы 91
4.3 .Биологические эффекты НПАВ при воздействии на высшие эукариоты 94
4.4. Биологические эффекты НПАВ и опасность НПАВ для водных экосистем 104
Глава 5. Биологическая активность вод, содержащих катионогенные СПАВ (КЛАВ) ПО II
5.1. Биологические эффекты этония 111
5.2. Биологические эффекты тетрадецилтриметиламмоний бромида (ТДТМА) 112
5.3. Биологические эффекты бензетониум хлорида 120
5.4.Некоторые другие данные о биологической активности КЛАВ 120
Глава 6. Изучение биологических эффектов ПАВ-содержащих смесевых и других препаратов 124
6.1. Воздействие водных сред с растворенными ПАВ-содержащими смесевыми препаратами на гидробионты - более ранние работы 124
6.2. Новые результаты изучения воздействия ПАВ-содержащих смесевых препаратов на автотрофные организмы 129
6.3. Новые результаты изучения воздействия ПАВ-содержащих смесевых препаратов на гетеротрофные организмы 133
6.4. Оценка биологической активности других препаратов и образцов 138
6.5. Некоторые заключительные замечания 141
Глава 7. Биологические эффекты СПАВ и участие гидробионтов в очищении воды 144
7.1.Самоочищение воды и роль гидробионтов в водных экосистемах 144
7.2. Очищение воды и некоторые прикладные проблемы 153
7.3. Проблемы оценки экологической опасности антропогенного воздействия на гидробионтов 156
Заключение 15.8
Таблицы к главам 1-7 162
Выводы 262
Библиография
- Обоснование необходимости дополнительного изучения биологических эффектов СПАВ
- Использованные вещества
- Биологические эффекты алкилбензолсульфонатов (АБС)
- Новые результаты изучения воздействия ПАВ-содержащих смесевых препаратов на автотрофные организмы
Введение к работе
Актуальность проблемы. Одной из главных задач в области позиагшя биосферы (Вернадский, 1926; 1944) и ее сохранения является правильное распределение усилий и всегда ограничешшк средств, выделяемых на эти пели. Отсюда вытекает большое значите концепции экологической опасности антропогенных воздействий и системы природоохранных приоритетов (Zakharov, 1999), что в свою очередь предполагает понимание роли конкретных групп химических веществ, загрязняющих окружающую среду.
Важность системы приоритетов в области предотвращения загрязнения среды и знашш о воздействиях антропогенных веществ на экосистемы и их компоненты возросла после принятия в Российской Федерации нового экологического законодательства и утверждения Коїщегщии перехода Российской Федерации к устойчивому развитию (1996). Принципы устойчивого развития (Концепция..., 1996; Розенберг и др., 1999) и законодательство требуют анализа и прогнозирования экологической обстановки и проведения экологической экспертизы новых проектов, связанных с воздействием на окружающую среду.
Среди важнейших загрязнителей среды - тяжелые металлы, пестициды, нефтепродукты, хлорорганические соедішения и ряд других веществ, которые являются приоритетными при экологическом и гидробиологическом мониторинге (Константинов, 1979; Израэль, 1984; Израэль, Цыбань, 1989, 1992; Абакумов, Сутаеня, 1991; Федоров, 1992; Криволуцкий, 1994).
Среди загрязняющих веществ рассматривались и синтетические поверхностно-активные вещества (СПАВ, ПАВ) (Константинов, 1979; Патин 1979; Филеико, 1988). Однако, СПАВ зачастую не включаются в число наиболее приоритетных загрязнителей (например, Rand, Petrocelli, 1985; Fendinger et al., 1994) и их роль в загрязнении окружающей среды была изучена недостаточно для того, чтобы делать эднозначные выводы о степени их приоритетности. Биологическая активность СПАВ і препаратов, их содержащих, изучалась (например, Можаев, 1976; Патин 1979; "апочка, 1981; Брагинский, 1987; Парпшкова, Негруцкий, 1988; Ставская и др., 1988; ^ewis, 1992; Паршикова и др., 1994), но менее детально и на меньшем числе )бъектов, чем в случае тяжелых металлов (Малахов, Медведева, 1991), пестицидов и «которых друпгх антропогеїшьгх веществ (Строганов, 1976 а,б; Патин 1979; 1997; Тукьяненко, 1983; Котелевцев и др., 1986; Филеико, 1988; Флеров, 1989; «Сристофорова, 1989; Израэль, Цыбань, 1989; Маторин, 1993; Безель и др., 1994; Лоисеенко, 1999). В литературе, за исключением фрагментарных сведений, не было юдробной информации о воздействіш СПАВ на ряд экологически важных фганнзмов - что затрудняло объективно оценить место СПАВ в системе
природоохранных приоритетов. При рассмотрении загрязнения водоемов СПАЕ недостаточно подробно анализировались возможные последствия для процессої самоочищения воды. К организмам, ответственным за самоочищение, относят организмы-редуценты (бактерии, простейшие, грибы) (Berthouex, Rudd, 1977 Ставская и др., 1988; Дзержинская, 1993; Коронелли, 1996; Spellman, 1996; Жмур 1997). Важен вопрос о роли биоты в целом в системе процессов самоочищення і связи с ее возможной уязвимостью к воздействию СПАВ.
В литературе сложилась противоречивая картина в отношении обобщающе! оценки степени экологической опасности СПАВ. Ряд авторов включали их в числе основных, загрязняющих веществ (Константинов, 1979; Патин, 1979; Филеііко, 1988) хотя нередко СПАВ упоминают только в конце списка, после обсуждение традиционно приоритетных веществ. С другой стороны, многие авторы вообще ш включали их в число основных загрязняющих веществ и не уделяли и* существенного внимания (Wilson, Fraser, 1977; Moore, Ramamoorthy, 1984; Maki Bishop, 1985; Rand, Petrocelli, 1985; Rosenbaum, 1991; World Resources 1994-1995 Bailey, 1996). Большинство СПАВ рассматриваются как вещества 4-го класс; опасности ("умеренно опасные", т.е. имеющие самый низкий ранг с точки зреши составителей перечня веществ) и как вещества, имеющие 3-й класс опасности, притом, что вещества, которые считаются более опасными, включают в 1-й и 2-і класс опасности (Предельно-допустимые концентрации (ПДК) химических веществ і воде водных объектов хозяйственно-питьевого и культурно-бытовоп водопользоваши, 1998). Тенденция отнесения СПАВ к 4-му и 3-му классаі опасности (т.е. к менее приоритетным веществам) сохраняется при экологичесю» нормировании веществ в воде рыбохозяйственных водоемов.
Необходимость по возможности детального выяснения экологической рол СПАВ диктуется тем, что эти вещества содержатся в сточных и загрязненных водах сбрасываемых практически всеми отраслями промышленности, в хозяйственно бытовых и городских сточных водах, а также в препаратах для диспергировали нефти при ликвидации нефтяных разливов и последствий аварий. Содержание СПАІ в сточных водах промышленных предприятий достигает высоких значений - 30 г/. (Ставская и др., 1988). Общее производство и потребление СПАВ в мире еще в коші 80-х годов превысило 7 млн т и продолжает расти. Значительная часть общег кошгчества потребляемых СПАВ поступает в водную среду, поскольку окол> половины (или более) объема их потребления приходится на синтетические моющи средства (CMC) и пеномоющие средства (ПМС).
Цель и задач» исследования. Целью исследования являлась оценка этенциалыгой опасности возможного заірязнения СПАВ окружающей среды, в :обенности водной, на основе выявления и характеристики биологических эффектов ПАВ и СПАВ-содержащих препаратов на представителей разтпгных трофігческігх ровней.
Основные задачи состояли в следующем. 1. Исследовать эффекты, роизводимые СПАВ при воздействии на на организмы (от прокариот до эукариот) їзличньгх трофических уровней, и на этой основе полугать новые сведения, которые огут использоваться для анализа биологической активности водных растворов имических веществ и образцов воды, для оценки потеициальпой экологической пасности СПАВ. 2. Использовать получегаше результаты и разработашше на их :нове положения для анализа вопроса о том, в какой степени СПАВ могут осматриваться как потенциально опасная группа веществ, загрязняющих кружающую среду. 3. Выяснить, какие организмы являются сравнительно более элерантными к воздействию СПАВ, что представляется полезным для целей иоремедиации.
Научная новизна. Выявлены новые биологические эффекты воздействия СПАВ а организмы. При изучении воздействия СПАВ па автотрофные организмы становлено установлено ингибирование роста диатомовых Thalassiosira pseudonana lustedt) Hasle et Heimdal, ингибироваїше роста эвгленовых, нарушение роста и азвнтия покрьггосемешіьгх растений, в том числе ингибироваїше удлинения роростков растений (Sinapis alba L., Fagopyrum esculentum Moench, Lepidium sativum ., Oryza sativa L. и др.) и роста водных макрофитов (Pisria stratiotes L.). При действии ПАВ обнаружено нарушение морфогенстических процессов в ризодерме, ведущігх к эразовашпо корневых волосков. При изучении биоэффектов СПАВ на ягеротрофные оргаїшзмьі установлено ингибирование роста морских бактерий гоостекобактерий Hyphomonas sp.), ингибирование фшгьтраниоішой активности орских и пресноводных двустворчатых моллюсков (Mytilus edulis L.; М. illoprovincialis Lamarck; Crassostrea gigas Thunberg; Unio tumidus Philipsson; U. ictorum L.), изменение поведения атіелид Hinido medicinalis L. На основе олученных результатов разработаны подходы для более адекватного анализа отенциалъной экологической опасности воздействия антропогетшого стресса на юсистемы.
Теоретическое значение работы состоит в разработке концепции уровне-яочного подхода к анализу потешдаальнои экологической опасности антропогенных «действий СПАВ на биоту. В результате воздействия СПАВ может произойти
разбалансировка взаимодействий между организмами различных трофических уровней. Обоснована важность учета биологических эффектов сублетальных коннеіпращш СПАВ и других загрязняющих среду веществ, а также необходимость изучения воздействия антропогенных веществ на более широкий круг биологических объектов и экосистемных функций.
Практическое значение. Разработаны подходы для более адекватной оценки потенциальной вредности антропогенных факторов, включая синтетические химические вещества, попадающие в экосистемы. Расширен методический арсенал е области оценки биологической активности веществ (метод расчета условной средне» длины проростков, метод оценки воздействия на образование корневых волосков метод оценки воздействия на изъятие одноклеточных организмов из воды при ее биофильтрации). Тем самым предложены информативные показатели и варианта методов для оценки биологической активности веществ, которые могут загрязпяті окружающую среду, в том числе водоемы. Предложенные и апробированнък варианты методов применимы также для оценки и характеристики не толькс загрязняющих веществ, но и для более широкого класса биологически активны) веществ, а также для оценки эффективности очистки загрязненных вод. Получень сведения, полезные при подборе относительно толерантных организмов для целеі био/фиторемедиащш. Расширены возможности использовашш более гуманны; методов биотестирования без использования теплокровных жігвотньгх, в том числі расширен практический опыт биотестирования на проростках растений. Полученны результаты важны для понимания и моделирования потенциальных чрезвычайных і аварийных ситуаций, связанных с массированным загрязнением среды СПАВ Получешше сведения и разработанные положения использовались при чтени] лекционных курсов для студентов МГУ ("Введение в биохимическую экологию" "Механизмы взаимодействия организмов и самоочищение воды в экосистемах"), также при написании учебных пособий. Опубликованные книги используются учебном процессе в других учреждениях высшей школы Российской Федерации и учебных заведениях Чешской Республики.
Апробация работы. Работа апробирована в докладах, сделанных на кафедр гидробиологии биофака МГУ (1998, 1999 и др.), кафедре ихтиологии биофака МП (1999), секции гидробиологии и ихтиологии МОИП (1986, 1986, 1987, 1989, 1991 1992), секции ботаники МОИП (1998), на Российском семинаре по химн окружающей среды (1998), в Институте проблем экологии и эволюции РАН (ИПЭ: РАН) (1998), Институте биологии развития РАН (1999), Институте океанологии РА1 (1999), Институте физиологии растений РАН (1999), на семинарах Института водны
проблем РАН, Инстшута химфизики РАН, лаборатории микробиолопш Института
биологии Лешппрадского гос. уп-та, Ботанического сада АН УССР; на конференции
"Экотоксикология и охрана природы" (1988), Всесоюзном семинаре "Микробиология
охраны биосферы" (Киев, 1988), Всесоюзной конференции "Химия и технология
[шридшсодержащих пестицидов" (Черноголовка, 1988), Всесоюзной научпо-
гехнической конференции "Человек в биосфере" (1988), Всесоюзном симпозиуме
'Методические основы определения биоразложения и биоаккумуляции вредных
органических веществ в воде водоемов" (Шебекино, 1989), Всесоюзной конференции
'Экологические и технологические аспекты обезвреживания промышленных
зыбросов полимерных производств" (Донецк, 1990), Всесоюзной конференции
'Методология экологического нормирования", (Харьков, 1990), конференции
'Экологические проблемы крупных административных единиц мегаполисов"
Москва, 1997), Всероссийской конференции "Физические проблемы экологии
Физическая экология)" (Москва, 1997), 5-ой Международной научно-методической
і научно-практической конфереіщгої МГЗИПП (1999), конференциях "Водные
ікосистемьі и организмы" (МГУ, 1999) и "Водные экосистемы и оргаяизмы-2" (МГУ,
!000), международном симпозиуме PACON (Pacific Congress)-99 (Москва, 1999), на
шенарном заседании Научного консультативного совета по рыбохозяйственной
оксикологии Ихтиолопгтеской комиссии РФ (С.-Петербург, 1999), конфереіщин
Проблемы экологии и физиологии микроорганизмов" (Москва, 1999), Пленарном
аседашш Центрального совета Гидробиологического Общества РАН (Москва, 2000),
-ой Совместной международной научно-практической конференции (МГТА, секция
іхтиолопш и фермерства, Москва, 2000), а также в докладах на семинарах
ниверситета Мартина Лютера, Словацкого политехгагческого университета,
ниверситета штата Нью-Йорк, Колумбийского университета, Маунт-Холиок
колледжа, Северновосточиого университета (Бостон), Вудс-Хоулского
Ікеанографического института, кафедры микробиологии Мэрилендского
ниверситета, кафедры химии и биохимии Мэрилендского университета, научію-
сследовательской лаборатории департамента сельского хозяйства США, Центра
орской биотехнологии (г. Балтимор), Плимутской морской лаборатории (г. Плимут);
Отдела безопасности окружающей среды Procter&Gamble, Института пресноводной
далогии (Берлин, 1998), Утгверснтета Вагетгнгена (Нидерланды, 1999),
юбингенского университета (1999), Центра Исследований Окружающей Среды
Тейтщиг, 1999); на съезде Американского общества токсикологии и химии
фужающей среды (1990), 9-м международном симпозиуме по биоразрушеншо и
юдеградации (1993), 6-м международном конгрессе по экологии (1994), 3-ей
Европейской конференции по экотоксикологии (1994), на съездах Американского общества лимнологии и океанографии (1999, 2000),
Публикации. По теме работы опубликовано 86 печатных работ, в т.ч. 6 книг.
Структура и объем диссертации. Диссертация включает: введение, семь глав, заключение, выводы, список литературы; изложена на 280 стр. машшюписного текста плюс приложение, содержит таблицы. В списке цитируемой литературы 671 название, из которых 239 на иностранных языках.
Обоснование необходимости дополнительного изучения биологических эффектов СПАВ
Возможны ситуации, когда антропогенные воздействия (слабое загрязнение) могут вызывать некоторый экологический прогресс (усложнение структуры биоценозов, увеличение числа видов, усложнение трофической цепи); предложено называть такую ситуацию состоянием антропогенного возбуждения экосистемы (Абакумов, 1991). В некоторых случаях метаболический прогресс биоценозов (увеличение биоактивности биоценоза, т.е. суммы всех процессов образования и разрушения органического вещества) стимулируется прогрессирующей в условиях антропогенного загрязнения эвтрофикацией водоемов (Абакумов, 1991).
Анализ уникальной информации по результатам гидробиологического мониторинга в 635 пунктах на 378 водных объектах СССР в 1989 году показал, что 35 % обследованных водных объектов находились в состоянии экологического регресса (Абакумов, 1991; Израэль, Абакумов, 1991).
При оценке экологической опасности химических веществ необходимо учитывать многие факторы, в том числе неодинаковую толерантность к антропогенным факторам популяций одного и того же вида, находящихся на определенных стадиях развития (для обозначения конкретных стадий развития популяций предложен термин лохос - Абакумов, 1972; 1985), и неодинаковую толерантность к загрязнителям разных единиц временной структуры биогеоценоза (Абакумов, 1984). Выделяют элементарные единицы временной структуры биогеоценоза - фаланги (Абакумов, 1973; 1985). В этой связи отметим, что предложено и разрабатывается также понятие "сезонных комплексов" организмов (Федоров и др., 1982; Смирнов, 1994).
В работах (Остроумов, 1981; 1984; 1986 а,б; Яблоков, Остроумов 1983; 1985; Jablokov, Ostroumov, 1991; Yablokov, Ostroumov 1991) антропогенные воздействия анализировались по уровням организации живых систем, выделяя: молекулярно-генетический уровень; онтогенетический уровень; популяционно-видовой уровень; биогеоценотически-биосферный уровень.
В отношении антропогенных эффектов на уровне экосистем и биогеоценозов подчеркивались следующие аспекты проблемы (отметим, что порядок перечисления произвольный; многие вопросы не поддаются упрощенной классификации и связаны с антропогенным воздействием на нескольких уровнях организации живых систем): 1. Изменение структуры экосистем/биогеоценозов. 2. Нарушение межвидовых взаимодействий (2.1. Нарушение пищевых связей и других биоценотических связей. 2.2. Нарушение баланса между видами). 3. Нарушение экологических связей в результате разрушения информационных потоков. 4. Уничтожение некоторых типов биогеоценозов и растительного покрова в целом. 5, Перенос веществ по пищевым цепям и биоаккумуляция загрязнений. 6. Перенос токсических веществ мигрантами. 7. Изменение первичной продуктивности. 8. Биотрансформация загрязняющих веществ в биокосных системах (эта проблема одновременно относится и к сфере антропогенных воздействий на молекулярном уровне).
Последний вопрос тесно связан с проблемами самоочищения в водных экосистемах, который рассматривался в связи с проблемами антропогенных воздействий на гидробионты в работах (Федоров, Остроумов, 1984; Остроумов, 1986а; Телитченко, Остроумов, 1990; Jablokov, Ostroumov, 1991; Yablokov, Ostroumov, 1991; Остроумов, Федоров, 1999 и др.). Результаты, дополнительно акцентирующие важность указанных проблем и целесообразность их выделения, получены при изучении действия оловоорганических соединений на мезокосмы (Строганов, 1979; Филенко, 1988) и при анализе воздействия некоторых органических соединений на планктон в экспериментальных водоемах (Schauerte et al., 1982; Lay et al., 1985a,b; см. также Корте и др., 1997). Показано возникновение дисбаланса между некоторыми группами планктона при внесении в водоемы 2,4,6-трихлорфенола (ТХФ) (Schauerte et al., 1982), бензола и 1,2,4-трихлорбензола (Lay et al., 1985a,b), что подчеркивает необходимость внимания к сублетальным эффектам загрязняющих веществ.
Тенденции роста интереса к такой характеристике веществ, как низкая острая токсичность, отмечены в работе (Корте и др., 1997): "Если до этого мы рассматривали лишь эколого-химические свойства агрохимических продуктов,- такие как их устойчивость к биотическим и абиотическим процессам превращения и разложения на фоне производства и применения этих продуктов, то теперь все большее значение будет уделяться таким экотоксикологическим характеристикам, как низкая острая токсичность и обязательное исключение нанесения вреда полезным организмам" (Корте и др., 1997) (выделено нами - CO.).
В нашей экспериментальной работе выявились заметные эффекты СПАВ на фильтрацию воды двустворчатыми моллюсками (Остроумов и др., 1997 а, б; 1998; Остроумов, Донкин, 1997), что немаловажно в связи со значительным вкладом фильтрации воды гидробионтами в процессы самоочищения в водных экосистемах (например, Константинов, 1979). Другие гидробионты также играют немалую роль в самоочищении воды (например, Константинов, 1979; Ostroumov, 1998; Остроумов, Федоров, 1999).
Необходимо уделить внимание не только констатации антропогенных нарушений, но и выявлению тех нарушенных звеньев, которые особенно важны для сохранения данной экосистемы и предотвращения ее дальнейшего быстрого нарушения. Нарушение самоочищения воды в экосистеме, вызванное воздействием загрязняющих веществ, означает угрозу возникновения положительной обратной связи и раскручивания спирали дальнейшего нарушения и деградации экосистемы. Необходимым этапом на пути познания экосистемных эффектов и экологической роли загрязнящих веществ является накопление знаний о биологических эффектах этих веществ на конкретные виды организмов.
Использованные вещества
Четвертичные аммониевые соединения (ЧАС). Использовали тетрадецилтриметиламмоний бромид (ТДТМА), этоний (см. ниже) и бензетониум хлорид (бензилдиизобутилфеноксиэтокси-этоксидиметиламмоний хлорид). ЧАС имеют широкую область применения. КПАВ из класса ЧАС содержатся в сточных водах таких отраслей промышленности, как нефтяная (бурение и эксплуатация нефтяных скважин, добыча, транспорт и хранение нефти), нефтехимическая (производство латексных изделий), газовая (бурение газовых скважин), химическая (производство удобрений, синтетических смол и пластмасс, химволокон, лаков и красок, кинофотоматериалов и магнитных лент), автомобильная, авиационная, машиностроение (механическая обработка металлов), целлюлозо-бумажная (варка целлюлозы, получение и облагораживание бумаги), строительная (изготовление асфальтобитумных смесей), текстильная, мясомолочная, медицинская и биотехнологическая, в кожевенном производстве; ЧАС применяются в сельском хозяйстве и различных видах транспорта (водный, авиация, автомобильный). Важный пример соединений этого класса - алкилтриметиламмоний хлорид (АТМ-хлорид), применение которого включает использование его для защиты материалов от биоповреждений (Ильичев и др., 1985). Основа соединений ниртан, дезан. Ниртан испытан для дезинсекции объектов здравоохранения и животноводческих комплексов, для защиты металлического оборудования нефтепромыслов от микробиологической коррозии. В концентрации 25 мг/л подавляет сульфатредуцирующие бактерии и на 25 % снижает скорость коррозии. ATM-хлорид в виде препарата Катионат-10 (до 2%) используется при реставрационных работах для антисептической обработки красочного слоя произведений старинной живописи. ATM-хлорид в смеси с другими ЧАС рекомендован для защиты от поражения микроорганизмами нефтяных дистиллятных топлив. Эффективная концентрация в топливе до 0.1%. АД50 = 870 мг/кг (крысы), 900 мг/кг (мыши) (Ильичев и др., 1985).
Этоний. 1,2- Ы,Ы-бис(диметил)-Ы,Ы -бис(децилацетат) этилендиаммо-ний дихлорид. ККМ 3,2 ммоль/л, ЛД50 55 мг/кг, ЛДюо 70 мг/кг (белые крысы, внутримышечно). Термически устойчив до 170 С, устойчив в кислых средах и в присутствии солей жесткости. Область применения: эмульгатор, гидрофобизатор, мягчитель тканей, стабилизатор дисперсий, флотореагент, упрочитель глинистых суспензий, антистатик, в фармацевтической промышленности для приготовления мазей, эмульсий, растворов; перезарядчик полимерных покрытий, глин, эпоксидных смол. Он используется также в фармацевтической промышленности для приготовления мазей, эмульсий, растворов (Абрамзон, Гаевой, 1979, с. 294).
Величины ККМ для некоторых СПАВ приведена в Табл. 2.1 (по Абрамзон, Гаевой, 1979, выборочно; использованы также каталоги нескольких фирм-производителей и поставщиков ПАВ).
CMC и ПМС, наряду с СПАВ, содержат другие компоненты, в том числе фосфор-содержащие соли, силикаты, бикарбонаты, оптические отбеливатели и др. Состав некоторых CMC и ПМС, изучавшихся в работе, приведен в Таблицах 2.2-2.4. Ниже приведена информация об использованных препаратах, включая производителя и доступную информацию о составе (по неполным сведениям, содержащимся в маркировке препарата).
Лотос-Экстра. ТУ 6-39-1-89 (Винницкое ВО "Химпром" 287100 Винница, Фрунзе 4). Рекомендуемая концентрация при использовании 5-7 г/л.
Лоск-Универсал (Henkel). ТУ 2381-007-04831040-96 (ОАО "Эра" 187020 г. Тосно Ленинградской области, Московское шоссе 1). Состав: ПАВ, энзимы, оптический отбеливатель, сода, сульфат, фосфаты, силикат, полимеры, цитрат натрия, отдушка. Рекомендуемая концентрация в жесткой (6-9 мг-экв/л) воде 5-12 г/л.
ОМО Intelligent Automat (Unilever Polska S.A. Oddzial Detergentow I Kosmetykow, ill. Kraszewskiego 20, 85-954 Bydgoszcz). АПАВ 5-15%; НПАВ менее 5%; фосфат 15-30%.
Дени-Автомат. ТУ 2381-011-04831040-98 (ОАО "Эра", 187000, г. Тосно Ленинградской обл., Московское шоссе 1; ООО "Хенкель-Юг", 413116 г.Энгельс, Саратовской обл., пр. Строителей 48). Рекомендуемая концентрация 6-7 кг/л.
Весна-деликат. ТУ 2381-001-00336496-98. (ОАО Косметическая фирма Весна, 443036 Самара, ул. Неверова 33). Состав: ПАВ, триполифосфт натрия, карбонат натрия, сульфат натрия, силикат натрия, специальные смягчающие компоненты; отдушка, КМЦ, оптический отбеливатель. Lanza Automat (Benckiser) (113054 Москва, Космодамианская наб. 52/11). ГХІ Bio-Plus (Cussons Polska S.A.; ul. Krakowska 112/116, 50-427 Wroclaw, Poland); состав: НПАВ 5% , АПАВ 5-15%, отбеливающий агент, фосфат 15%, сульфат, карбонаты, силикат, КМЦ, энзим, оптический осветлитель, отдушка. В маркировке отмечено: препарат прошел дерматологическое тестирование (tested dermatologically).
Avon Herbal Care. (Normal hair shampoo [lavender and honey with milk proteins]) Состав: вода, натрия лауретсульфат, аммония лаурилсульфат, кокамидопропилгидроксисультаин, лаурамид МЭА, бензиловый спирт, кокамид МІРА, ароматизатор, метилпарабен, натрия хлорид, кватерний-80, динатриевая соль этилендиаминтетрауксусной кислоты, натрия фосфат, натрия цитрат, пропиленгликоль, бензойная кислота, мед, кватерний-79, гидролизат молочных протеинов, глицерин, фосфорная кислота, масло лаванды, спирт денатур., феноксиэтанол, натрия бензоат, пропилпарабен, СІ 420990, СІ 14700, СІ 60730 (Avon Cosmetics, NN1 5РА England; New York, Lisboa, London etc.). ПМС (пеномоющее средство) "Вербена" (Красногорский опытно-экспериментальный завод бытовой химии, 1987), в состав рецептуры входит масло фенхеля. Fairy (dish washing liquid; Procter&Gamble Ltd; Essex RM16 1AL, United Kingdom; AK Новомосковскбытхим, 301670 Новомосковск, Комсомольское шоссе, 64, Россия). Состав: ПАВ, ароматические добавки, цветовые добавки (зеленый пигмент), вода и др. Е Lemon (dish washing liquid; Made for Cussons International Ltd.; England; Cussons Polska S.A. / Poland). Состав: биоразлагающиеся ПАВ; краситель (желто-лимонный); консервант; ароматизатор. Концентрированное средство для мытья посуды (Мила). ТУ 2381-001-51102363-99. (НПК Химаком, Москва, 2-я Песчаная ул., д.6., корп. 57). Состав: АПАВ, НПАВ, пищевой краситель (желтый), ароматизатор, консервант.
Дополнительная информация о использованных в работе организмах и веществах содержится в опубликованных нами работах и приведенных в них библиографических источниках.
В последующих главах приведенные в таблицах и в тексте цифры, характеризующие концентрации СПАВ, относятся к стартовым концентрациям в начале опыта. Выбор использованных в опытах концентраций веществ были сделан на основе (1) поиска минимальных концентраций, оказывающих заметный биологический эффект; (2) существующих сведений о реальных концентрациях СПАВ, выявленных в природных, загрязненных и сточных водах (для некоторых категорий СПАВ подобная информация в отношении водоемов РФ отсутствует); (3) поиска высоких значений концентраций с целью использования результатов для целей ремедиации загрязненных водных экосистем; (4) проведения предварительных опытов, т. е. используемые концентрации сами по себе являются результатом научного исследования; (5) опыта предшествующей работы с аналогичными веществами и тест-системами.
Биологические эффекты алкилбензолсульфонатов (АБС)
Сравнение результатов изучения действия ТХ100 на диатомовые и на цианобактерии (см. выше) свидетельствует о том, что одинаковые концентрации НПАВ оказывали совершенно разное воздействие. При концентрации ТХ100 1 мг/л происходило заметное ингибирование диатомовых; с другой стороны, заведомо более высокая концентрация 5 мг/л не только не ингибировала, но стимулировала рост цианобактерии Synechococcus sp. 8103.
Поскольку реальные альгобактериальные планктонные сообщества включают в свой состав представителей и цианобактерии, и диатомовых, не может не возникать мысль о том, что в условиях возникновения разнонаправленных эффектов при соответствующем уровне загрязнения водной экосистемы имеют место предпосылки для изменения соотношений между различными группами фитопланктона. Изменение состава сообществ и соотношений между видами — один из характерных видов антропогенных нарушений в экосистемах.
В порядке обсуждения результатов изучения действия НПАВ на фитопланктон приведем данные, полученные на других объектах. В опытах (Roderer, 1987), Тритон X—100 (препарат с мол. массой 654, 10 этокси — звеньев) и Тритон X —405 (препарат с мол. массой 1976, 40 этокси —звеньев) в различных концентрациях вызывали гибель клеток хризофит Poterioochromonas malhamensis. В водной культуре водорослей после 72 ч инкубации не обнаружено живых клеток при наличии в среде 124,3 мг/л ТХ100 и при наличии в среде 177,84 мг/л Тритона X —405. Снижение биологической активности НПАВ при значительном повышении молекулярной массы его молекул согласуется с найденным нами снижением БА ПАВ при переходе от низкомолекулярных ПАВ к высокомолекулярным (на примере СМГА).
Изучали действие на планктонные водоросли 3 типов НПАВ (АЕ — Yamane et al, 1984). Значения ЕС50 составляли 2 — 50 мг/л, что означало более высокую токсичность, чем в случае 5 типов АПАВ (AS, LAS), изученных в той же работе. Для АПАВ значения ЕС50 составляли 10 — 100 мг/л (Yamane et al, 1984).
Проведено сравнение действия на Chlorella vulgaris Beijer штамм HPDP— 19 КПАВ катамина АБ (алкилметилбензиламмоний хлорида), АПАВ (натриевой соли додецилсульфокислоты) и НПАВ гидропола (Т.В. Паршикова, В.В. Веселовский, Т.В. Веселова, А.Г. Дмитриева, 1994). В концентрации 10 мг/л в условиях опыта гидропол не оказывал существенного воздействия на фотосинтетическое выделение кислорода и на темновое поглощение кислорода клетками водорослей при их биомассе 79 мг/л и оказывал слабый ингибирующий эффект на оба процесса при биомассе 56 мг/л. При воздействии 5 мг/л гидропола в течение первых 24 ч роста культуры существенных изменений содержания хлорофилла а (мкг/л) не наблюдалось; через 48 ч наблюдали небол ьшое ингибирование (около 2300 мкг/л в контроле и около 1800 мкг/л в варианте с гидрополом) (Паршикова и др., 1994). Биологические эффекты НПАВ в системах с покрытосеменными растениями. Как отмечалось выше, необходим поиск и апробирование новых систем биотестирования — в целях снижения стоимости работ по биотестированию новых веществ и из гуманных соображений, которые требуют использования систем, альтернативных некоторым традиционным биотестам на животных. В этой связи интересны системы биотестирования с использованием растительных объектов. Информации о воздействии водных сред, содержащих НПАВ, на покрытосеменные растения отдела Angiospermae (Magnoliophyta) в литературе ранее не обнаружено.
Некоторые данные в этой области получены нами на проростках растений. Показано, что в водной среде, содержащей НПАВ ТХ100, ухудшается прорастание семян гречихи Fagopyrum esculentum (Табл. 4.9 прилож.). При обработке результатов опытов использовали коэффициент ингибирования прорастания. Этот коэффициент (КИП) рассчитывали по формуле Мх - Мо кип = юо, п — Мо где Мх — число семян, не проросших при данной концентрации х тестируемого ксенобиотика; Мо — число семян, не проросших в контроле; п — число семян, взятых для тестирования каждой из концентраций. В этом же цикле работ показано, что ТХ100 в концентрациях 0,06 мг/мл и выше ингибирует удлинение проростков F. esculentum. В опытах с переносом 21—часовых проростков в тестируемую водную среду средний их прирост за 22 ч после этого переноса (суммарное время после начала проращивания: 43=21+22) составлял 666,8% при концентрации НПАВ 0,0625 мг/л, а в контроле прирост был 936,4%. Таким образом, наблюдалось ингибирование скорости удлинения проростков, которое закономерным образом усиливалось при нарастании концентрации ТХ100 (Табл. 4.10 прилож.).
Изучение зависимости того, как концентрация ТХ100 влияла на ингибирование проростков, позволило оценить ЕС50. ЕС50 торможения роста по сравнению с контролем за период 21 — 26 ч (т.е. первые 5 ч после переноса проростков на раствор НПАВ) составила около 0,36 мкл/мл (т.е. 0,36 мл/л, или 360 мг/л). Сравнительно большое значение ЕС50 наводит на мысль о возможности использования этого вида растений для фиторемедиации. В последующий период времени величина ЕС50 несколько снижается: за период 26 — 43 ч (т.е. через 5— 17 ч после переноса проростков на раствор НПАВ) ЕС50 величина составила около 0.14 мкл/мл.
Нами показано также ингибирование удлинения проростков других видов растений при воздействии НПАВ ТХ100 — например, Lepidium sativum (Остроумов, 1999). В последующих исследованиях нами обнаружено, что наряду с общим торможением роста проростков под действием Тритона X —100 и других ПАВ происходит нарушение морфогенеза клеток ризодермы, в норме образующих корневые волоски, что приводило к снижению способности проросков закрепляться на субстрате в условиях эксперимента. Ингибирование образования корневых волосков и связанное с этим нарушение способности закрепляться на субстрате наблюдали для различных видов, в том числе для F. esculentum (Табл. 4.11 прилож.) и S. alba (Табл. 4.12 прилож.). Характерно, что этот эффект наблюдался при концентрациях, которые не оказывали столь же заметного ингибирующего эффекта на удлинение проростков (S. alba, Табл. 4.13 прилож.). Это свидетельствовало о более высокой чувствительности тест-системы, основанной на регистрации воздействия на образование ризодермой корневых волосков.
Нарушение образования корневых волосков показано при инкубировании в водной среде, содержащей ПАВ, проростков гречихи, пшеницы Triticum aestivum и других видов. Среди эффектов, обнаруженных в ходе анализа воздействий НПАВ на растения — нарушение способности проростков прикрепляться к субстрату (в эксперименте им служила фильтровальная бумага) и способности удерживать гипокотиль в вертикальном положении. Последний эффект, в частности, для проростков рыжика Camelina sativa (Остроумов, Максимов, 1988).
Новые результаты изучения воздействия ПАВ-содержащих смесевых препаратов на автотрофные организмы
Наряду с изучением СПАВ и СПАВ — содержащих препаратов, мы использовали некоторые из апробированных нами методов для оценки биологической активности других препаратов, в том числе пестицидов и воды из водохранилища в период активного цветения. Водные растворы пестицидов изучали с целью сопоставить их воздействие на организмы с однотипными эффектами, производимыми СПАВ, с тем, чтобы на основе сравнения более объективно оценить степень потенциальной опасности последних.
В этих экспериментах в чашки Петри помещали по 10 семян Cucumis sativus и вносили по 10 мл исследуемого раствора или ( в контроле) дистиллированной воды. Эксперимент проводили в темноте при комнатной температуре (Таб. 6.32 прилож.).
Длина проростков после 95 часов инкубации при концентрации 0,02 мг/мл составляла (мм, в скобках доверительный интервал среднего): в контроле 39,26 (1,39); при действии лонтрела 23,60 (2,57). Таким образом, длина проростков по отношению к контролю составляла 60,11%, т.е. ингибирование было около 40 %.
Весьма интересно, что одновременно при тех же условиях проводили опыт по воздействию на проростки СПАВ этония. Оказалось, что этоний при концентрации всего лишь на один порядок выше (0,25 мг/мл) оказывает приблизительно такой же (или, точнее, немного больший) ингибирующий эффект на проростки. Так, длина проростков того же растения после 95 часов инкубации составляла 17,67 (4,01) мм — контроль в данном эксперименте был общим, т. е. длина проростков в контроле была 39,26 мм (см. выше). Длина проростков (в варианте с этонием) по отношению к контролю составила 45,01 %.
Следовательно, биологическая активность данного СПАВ всего лишь на порядок ниже, чем негативное воздействие пестицида (гербицида) лонтрела.
В следующей серии опытов изучали воздействие лонтрела на проростки другого растения — Fagopyrum esculentum (Табл. 6.33 прилож.). Подобно тому, что было получено на проростках огурцов, лонтрел в концентрации 0,02 мг/мл заметно ингибировал рост проростков гречихи: их длина составляла 54 % от контроля через 47 и 38 % через 70 часов после начала опыта.
Одним из весьма широко применяемых пестицидов является 2,4 —динитро — 6 — метилфенол, известный также как динитрокрезол (ДНОК), арборол, брюлекс (более 10 различных синонимов). Он применяется как афицид, гербицид, десикант, инсектицид и фунгицид. ЛД50 (для мышей) составляет 40 — 65 (Шамшурин, Кример, 1976).
Нами изучалось воздействие ДНОК на некоторые тест — объекты, что позволило сравнить действие этого пестицида и ПАВ. По нашим данным, наблюдалось снижение средней длины проростков Sinapis alba L. при воздействии ДНОК в концентрациях от 0,5 до 4 мкг/мл. Например, через 48 часов роста при комнатной температуре средняя длина проростков в контроле составляла 24,4 мм (доверительный интервал 1,85 мм при уровне значимости 0,05). При концентрации
ДНОК 1 мкг/мл средняя длина проростков составляла 16,9 мм (доверительный интервал 1,16 мм). При повышении концентрации ДНОК до 4 мкг/мл степень ингибирования проростков закономерно нарастала — см. Табл. 6.34 приложения. Вопросы количественного сопоставления результатов биотестирования различных веществ на одном объекте рассмотрены нами в работах (Остроумов, 1991 а, б).
Полученные в этих опытах результаты показывают, что в условиях экспериментов пестициды оказывали более выраженное негативное воздействие на использованные тест —объекты, чем СПАВ. При этом представляют особый интерес количественные различия между действием пестицидов и СПАВ. Различие в биологической активности (БА) представителей двух классов ксенобиотиков было приблизительно на порядок (СПАВ действовали на порядок слабее, чем пестициды). Это различие необходимо связать с тем фактом, что масштабы поступления СПАВ в экосистемы, в том числе водные, превышают таковые пестицидов в среднем более чем на порядок. Следовательно, суммарный экологический риск (включающий произведение БА на количество или объем поступающих в экосистему веществ данного класса) СПАВ может не уступать, а в некоторых случаях, вероятно, превышать таковой, создаваемый загрязнением экосистем пестицидами.
Представляло интерес выяснить, могут ли некоторые из отработанных нами тест —систем служить для характеристики биологической активности вод из природных экосистем.
Тест с Cucumis sativus позволил выявить некоторую биологическую активность фильтрата воды из водохранилища в период активного цветения (Табл. 6.35 прилож.). Средняя длина корней проростков через 173 ч после начала опытов составила 77% от средней длины корней контрольных проростков. Хотя эффект не очень был выражен, статистически он оказался вполне значим (различие средних по Стьюденту, Р = 95 %). Результаты этого эксперимента, проведенного автором на Можайском водохранилище, мы опубликовали в работе (Карцев и др., 1990). Доминирующим видом в этот период был Aphanizomenon flos — aquae.
Результаты данного опыта интересно сопоставить с опытом Л. А. Сиренко, в котором было обнаружено, что экстракты летучих выделений сине —зеленых водорослей (цианобактерий) Microcystis aeruginosa (отгон с водяным паром) ингибировали прорастание семян редиса (Сиренко, 1972). Ингибирующее действие проявляли экстракты, полученные из свежесобранных жизнеспособных колоний микроцистиса, и водорослевая масса в состоянии брожения. Небольшой ингибирующий эффект (83 — 92 % от контроля) показала свежесобранная агрегированная в комках масса микроцистиса в процессе старения. Весьма интересно, что летучие компоненты эфирных масел афанизоменона Aphanizomenon flos —aquae сходным образом ингибировали проростки семян редиса (Сиренко, 1972).
Результаты наших опытов показали приложимость отработанных вариантов методов оценки биологической активности (БА) не только для изучения экологической опасности индивидуальных СПАВ, но и для других препаратов, включая СПАВ — содержащие смесевые препараты и пестициды. Показана также применимость этих методов и для характеристики природных вод некоторых типов экосистем. Показано, что в случае некоторых конкретных СПАВ и пестицидов биологическая активность СПАВ лишь на порядок уступает БА пестицидов, что указывает на определенный экологический риск, который могут создавать СПАВ при массированном поступлении в экосистемы.
Необходимо отметить еще одну сторону потенциальной экологической опасности, создаваемой поступлением в водоемы таких препаратов, как CMC и ПМС. Данные, полученные нами при изучении действия СПАВ на некоторые биофильтраторы (см. о действии АПАВ и НПАВ — главы 3 и 4, соответственно), заставляют считать те смеси химических веществ, которые могут содержаться в CMC, экологически весьма опасными — думается, что если бы кто—то пытался изобрести способ исподволь нарушить водные экосистемы руками человека, он не мог бы придумать более тонкого инструмента. В самом деле, эти CMC содержат СПАВ, которые, как показано на других примерах (главы 3 и 4) могут нарушать работу биофильтраторов (это показано в модельных экспериментах на нескольких видах пресноводных и морских моллюсков, а также на коловратках; в сочетании с анализом литературных данных — см. главу 7 и наши работы [Остроумов и др., 1997, 1998] наши результаты заставляют задуматься о возможности подобных воздействий СПАВ на более широкий класс организмов —фильтраторов). Ингибирование фильтрации и уменьшение изъятия фитопланктона из водной среды может способствовать дисбалансу факторов, регулирующих численность фитопланктона и развитию аномально высоких концентраций клеток фитопланктона. CMC в небольших концентрациях не ингибирует развитие фитопланктона (Брагинский и др., 1987; также наши данные о действии CMC на эвглен). В дополнение к этому, многие виды тех же CMC содержат растворимые соединения фосфора (см главу 2), в том числе нередко 30 — 40 % фосфатов натрия (Bock, Stache, 1982, с. 173) или других фосфор — содержащих соединений, что способствует улучшению условий роста фитопланктона и сдвигу упомянутого дисбаланса в сторону повышенного развития водорослей. Во многих водоемах наблюдали эвтрофикацию в результате поступления со стоками фосфорсодержащих детергентов (см., например, Godfrey, 1982).
Дополнительные свидетельства важности и необходимости нормального функционирования организмов — фильтраторов и катализируемого ими потока органического С на дно водоема представляют следующие цифры. По оценкам, среднее поступление Р в сточную воду составляет около 2 г Р/сутки на одного жителя. Для окисления органического вещества, поступающего в водоем от одного
