Автореферат и диссертация по медицине (14.00.07) на тему:Гигиеническая оценка токсикогенетических эффектов суммарного воздействия солей тяжелых металлов в условиях моделирования экологической ситуации г. Ставрополя

На правах рукописи

ГЕВАНДОВА МАРГАРИТА ГРАНТИКОВНА

ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ТОКСИКОГЕНЕТИЧЕСКИХ

ЭФФЕКТОВ СУММАРНОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ СОЛЕЙ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В УСЛОВИЯХ МОДЕЛИРОВАНИЯ ЭКОЛОГИЧЕСКОЙ СИТУАЦИИ Г. СТАВРОПОЛЯ

14.00.07- гигиена

АВТОРЕФЕРАТ

диссертации на соискание ученой степени кандидата медицинских наук

Ростов-на-Дону 2004 г.

Работа выполнена в Ставропольской государственной медицинской академии

Научный руководитель: кандидат медицинских наук, профессор

Минаев Борис Дмитриевич

Официальные оппоненты: заслуженный деятель науки,

доктор медицинских наук, профессор Боков Алексей Николаевич

доктор биологических наук, профессор Ревазова Юлия Анатольевна

Ведущая организация: Кубанская медицинская академия

Защита состоится « // » июня 2004 г. в /¿/*"на заседании диссертационного совета Д. 208.082.01 при Ростовском государственном медицинском университете (344022, г. Ростов-на-Дону, пер. Нахиче-ванский, 29)

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Ростовского государственного медицинского университета.

Автореферат разослан « Ц » %Л(ОЛ 2004 г.

Ученый секретарь диссертационного совета, доцент

Н.Я. Корганов

АКТУАЛЬНОСТЬ ПРОБЛЕМЫ Данные последних десятилетий свидетельствуют о том, что научно-техническая революция, способствующая бурному развитию энергетики, промышленности, строительства, транспорта, широкой химизации всех отраслей народного хозяйства и быта, приводит к значительному загрязнению окружающей среды - атмосферного воздуха, почвы, воды поверхностных и подземных источников.

Антропогенное загрязнение окружающей среды оказывает выраженное воздействие на формирование популяционного здоровья населения. Подтверждением этому служит рост распространенности заболеваний практически по всем нозологическим единицам, как среди взрослого, так и среди детского контингента. Повсеместно в экологически неблагоприятных районах отмечаются неблагоприятные медико-демографические показатели, значительная смертность населения, сокращение продолжительности жизни, рост уровня заболеваемости различными формами злокачественных новообразований, рождение детей с врожденными пороками развития, мертворожден-ность и т. д. (Сидоренко Г.И., 1981; Новиков С.Н., 1997).

Основными загрязнителями биосферы являются химические вещества. Суммарный выброс вредных веществ в Российской Федерации от различных источников по 615 городам составляет более 15,6 млн. т. в год.

В России около 109 млн. человек или 73% всего населения, продолжает проживать в неблагоприятной санитарно-гигиенической обстановке, в условиях постоянного превышения предельно допустимых концентраций токсических веществ в атмосферном воздухе в 5-10, а в некоторых случаях, и более раз. (Госдоклад о санитарно-эпидемиологической обстановке в России, 2002).

Особую тревогу вызывает качество питьевой воды. По данным исследований, проведенных Госсанэпидслужбой, большинство водоочистительных сооружений не соответствует требованиям и не обеспечивает надежной очистки от высокотоксичных органических соединений, нефтепродуктов, фенолов, тяжелых металлов и т. д.

Среди многочисленного арсенала ксенобиотиков одно из ведущих мест по степени токсичности занимают тяжелые металлы (Желдакова З.И., 1996; Ревич Б.А., 2001), которые широко распространены и имеют весьма разнообразную химическую природу.

В доступной литературе имеется большое количество работ, в которых отражено влияние того или иного металла на биологические объекты, в том числе и организм человека, хотя в реальной жизни население подвержено воздействию не одного, а целого комплекса загрязнителей, специфичного для каждого региона.

В научных исследованиях мало внимания уделяется изучению хронического воздействия токсикантов в дозах, не являющихся токсичными. Основная часть работ посвящена анализу нарушений здоровья, связанных с за-

грязнителями атмосферного воздуха, реже других объектов биосферы, в том числе и питьевой воды.

В этой связи, одной из важнейших задач в решении региональных проблем, имеющих отношение к состоянию здоровья населения, является комплексная токсико-генетическая оценка ксенобиотиков (Шандала М.Г., 1996; Ревазова Ю.А., 1994,2001).

Актуальность данных исследований подчеркивается постановлением Правительства Российской Федерации от 06.10.1994 г. №1146 «Об утверждении положения о социально-генетическом мониторинге», которое является правовой основой закона «О санитарно-эпидемиологическом благополучии населения».

Вышеуказанное определило цель и задачи настоящего исследования, которое проводилось в соответствии с планом НИР Ставропольской государственной медицинской академии в рамках проекта ВОЗ «Здоровые города».

ЦЕЛЬ ИССЛЕДОВАНИЯ: гигиеническая оценка токсикогенетических эффектов действия комплекса тяжелых металлов, присутствующих в атмосферном воздухе и питьевой воде г. Ставрополя.

ЗАДАЧИ ИССЛЕДОВАНИЯ:

1. Дать качественную и количественную оценку загрязнения окружающей среды г. Ставрополя тяжелыми металлами.

2. В условиях эксперимента на прокариотических клетках изучить степень токсичности комплекса тяжелых металлов.

3. Изучить токсикогенетические свойства комплекса тяжелых металлов на эукариотических (соматических и генеративных) клетках.

4. Изучить возможные патологические изменения внутренних органов лабораторных животных в ответ на воздействие комплекса тяжелых металлов.

5. Оценить реакцию иммунной системы на действие комплекса тяжелых металлов.

6. Обосновать подходы к оценке результатов комплексного исследования токсикогенетических эффектов факторов окружающей среды.

НАУЧНАЯ НОВИЗНА РАБОТЫ.

Впервые в условиях экспериментального моделирования загрязнения атмосферного воздуха и питьевой воды г. Ставрополя тяжелыми металлами дана гигиеническая оценка комплексного действия этих химических веществ с учетом их токсического действия на прокариотические организмы, генетические структуры соматических и генеративных клеток, иммунную систему и морфологию внутренних органов эукариот, что позволит разработать профилактические мероприятия, направленные на ограничение поступления соответствующих токсикантов в жизненно важные экологические среды.

ТЕОРЕТИЧЕСКАЯ ЗНАЧИМОСТЬ РАБОТЫ

- подтверждены имеющиеся сведения об общей направленности токси-когенетического действия тяжелых металлов:

- показана необходимость комплексного изучения влияния ксенобиотиков на биологические объекты;

- показана чувствительность наследственных структур про- и эукарио-тических клеток к действию комплекса тяжелых металлов;

- получено экспериментальное подтверждение отрицательного влияния комплекса тяжелых металлов на органы и структуры лабораторных животных;

- определена реакция иммунной системы в ответ на токсическое действие изучаемых металлов.

ПРАКТИЧЕСКАЯ ЗНАЧИМОСТЬ РАБОТЫ

Проведенные исследования позволили установить степень токсического воздействия смеси тяжелых металлов на биологические объекты, что позволяет экстраполировать полученные данные на организм человека.

Результаты диссертационной работы переданы в отдел гигиены окружающей среды Центра Госсанэпиднадзора г. Ставрополя (акт о внедрении от 12.02.2004 г.), Управление природных ресурсов Ставропольского края (материалы вошли в Государственный доклад «О состоянии окружающей природной среды Ставропольского края, акт о внедрении от 08.01.2004 г:); организационный комитет проекта ВОЗ «Здоровые города» администрации г. Ставрополя (акт о внедрении от 02.02.2004 г.).

Полученная информация о токсикогенетических свойствах тяжелых металлов используется в лекционных курсах на кафедрах биологии с экологией, гигиены с экологией Ставропольской государственной медицинской академии (акт о внедрении от 08.01.2004 г.) и биологического факультета Ставропольского государственного университета (акт о внедрении от 17.03.2004 г.).

ОСНОВНЫЕ ПОЛОЖЕНИЯ, ВЫНОСИМЫЕ НА ЗАЩИТУ:

1. Суммарное воздействие солей тяжелых металлов в концентрациях, присутствующих в питьевой воде и атмосферном воздухе, оказывает токсическое действие на прокариотические клетки.

2. Комплекс металлов, отражающих их содержание в атмосфере и питьевой воде г. Ставрополя, вызывает токсикогенный эффект в соматических и генеративных клетках экспериментальных животных.

3. Смесь тяжелых металлов, моделирующая загрязнение атмосферы г. Ставрополя и питьевой воды, при воздействии на организм крыс вызывает изменения некоторых гистологических структур в органах и тканях.

4. Комплекс металлов в дозах, эквивалентных их содержанию в питьевой воде и атмосферном воздухе, обладает иммунотропным действием.

АПРОБАЦИЯ РАБОТЫ. Основные положения диссертации доложены и обсуждены на второй международной научной конференции «Эндокринная регуляция физиологических функций в норме и патологии» (Новосибирск, 2002 г.), втором съезде Российского научного общества фармакологов «Фундаментальные проблемы фармакологии» (Москва, 2003 г.), итоговых между-

5

народных научных конференциях студентов и молодых ученых (Ставрополь, СГМА, 2001 г., 2002 г., 2003 г., 2004 г.).

ПУБЛИКАЦИИ: Основные положения диссертации изложены в 9 опубликованных работах и 1 монографии.

ОБЪЕМ И СТРУКТУРА ДИССЕРТАЦИИ. Диссертация изложена на 203 страницах машинописного текста и состоит из введения, обзора литературы,

собственных исследований, заключения и выводов, указателя литературы (341 источника, в т. ч. 110 на иностранных языках) и приложения. Работа включает 31 таблицу и 43 рисунка.

СОДЕРЖАНИЕ ДИССЕРТАЦИИ

Во введении обоснована актуальность темы, определены цель и задачи исследования, раскрыты научная новизна, практическая значимость работы и сформулированы положения, выносимые на защиту.

В первой главе анализируются материалы отечественной и зарубежной литературы, в которых рассматриваются проблемы загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами. Раскрыты механизмы их действия на различные биологические объекты, в том числе, и организм человека. Показана необходимость суммарной оценки токсичности солей тяжелых металлов, циркулирующих в среде обитания человека.

Во второй главе представлена эколого-географическая и санитарно-гигиеническая характеристика г. Ставрополя по материалам организаций и учреждений, имеющих информацию о качестве атмосферного воздуха, почвы и питьевой воды г. Ставрополя. Анализ полученных данных за период с 1998 по 2001 год установил, что состояние воздушной среды г. Ставрополя характеризуется высоким содержанием тяжелых металлов в концентрациях, значительно превышающих ПДК (таблица 1).

Таблица 1

Содержание тяжелых металлов в атмосфере г. Ставрополя за период с

Соль металла ПДК 1998 год 1999 год 2000 год 2001 год

а б а 6 а б а б

Сг VI (К2Сг2От> 0,0010 0,018 18 0,012 12 0,022 22 0,027 27

Мп11(МпС]2-4Н20) 0,0006 0,045 75 0,035 58 0,029 48 0,023 38

№ II (№50„) 0,0002 0,025 125 0,040 200 0,052 260 0,042 210

РЬ II (РЬС,Н40<) 0,0003 0,046 153 0,023 77 0,023 77 0,015 50

КеП(Ре804-7Н20) 0,007 1,934 276 0,758 108 0,373 53 0,32 45,7

Си II (СиБО^ЗНгО) 0,002 0,074 37 0,032 16 0,03 15 0,029 14,5

2п И (гпБОч) 0,0500 0,249 5,0 0,148 3,0 0,228 4,6 0,177 3,54

Суммарное превышение ПДК 689 474 479 389

Примечание: а - среднесуточная концентрация соединений тяжелых металлов (в пересчете на металлы), мг/м3; б - превышение ПДК

Содержание тяжелых металлов в питьевой воде не превышает допустимые уровни, однако имеет место суммарное превышение ПДК (таблица 2).

Таблица 2

Содержание тяжелых металлов

Металл ПДК 1998 г. 1999 г. 2000 г. 2001 г.

Си 1 0,03 0,02 0,02 0,04

РЬ 0,03 0,01 0,01 0,01 0,01

гп 0,05 0,05 0,05 0,05 0,1

А1 0,5 0,01 0,01 0,01 0,01

Бе 0,3 0,06 0.01 0,01 0,04

Мп 0,1 0,005 0,004 0,004 0,01

N1 0,1 0,0005 0,0001 0,0001 0,0001

Сг 0,05 0,0003 0,0001 0,0001 0,0001

Суммарное превышение ПДК 1,64 1,47 2,00 2,65

Суммарная токсичность солей тяжелых металлов, циркулирующих в атмосфере и питьевой воде г. Ставрополя была изучена в условиях классических токсикогенетических экспериментов, в ходе которых использовалась батарея тестов, включающая люминесцентный бактериальный тест, анатело-фазный метод цитогенетического анализа клеток костного мозга, метафазный анализ эпителия роговицы крыс, метод доминантных летальных мутаций, а также дана оценка реакции внутренних органов и иммунной системы в ответ на воздействие ксенобиотиков (рис. 1).

Рис. 1. Алгоритм исследования токсичности комплекса тяжелых металлов

Основной объем токсикологических и токсикогенетических исследований проводился на 360 белых беспородных половозрелых крысах, 45 белых мышах и генноинженерных бактериях «Эколюм-05».

В ходе исследования использованы три варианта модельных смесей тяжелых металлов: первый - представлял смесь металлов в концентрациях эквивалентных их содержанию в питьевой воде г. Ставрополя, второй - в атмосферном воздухе, третий - суммарное содержание в питьевой воде и атмосферном воздухе.

Оценка токсикогенетических свойств смесей тяжелых металлов осуществлялась в условиях острого и хронического экспериментов. Смесь тяжелых металлов, присутствующих в питьевой воде, вводили животным внутрижелу-дочно через зонд, в атмосферном воздухе - внутрибрюшинно.

Расчет доз солей металлов для внутрижелудочного введения осуществлялся согласно методическим рекомендациям, предложенным Арзамасцевым Е.В. (2000), для внутрибрюшинного - Саноцким И.В. (1979). Контрольной группе животных вводилась дастиллированная вода.

Токсическое действие комплекса тяжелых металлов на прокариотиче-ские клетки испытывалось в люминесцентном бактериальном тесте, основанном на использовании в качестве тест-объекта генно-инженерных светящихся бактерий «Эколюм-05». Постановка эксперимента осуществлялась в соответствии с методическими рекомендациями по биотестированию с использованием люминесцентного бактериального теста (1994, 1996). По степени тушения люминесценции определялась токсичность образцов.

Токсикогенетический эффект солей тяжелых металлов на наследственный аппарат соматических клеток изучался на тотальных препаратах эпителия роговицы крыс и клетках костного мозга мышей.

При изучении митотического режима клеток эпителия роговицы крыс учитывались следующие параметры: митотический индекс, соотношение фаз митоза, количество и формы патологических митозов. Определение показателей митотической активности и идентификации типов патологии митоза основывались на сведениях, приводимых в монографиях И.А. Алова (1976) и А.Ф. Василоса (1980).

Оценка токсикогенетических свойств комплекса тяжелых металлов на клетки костного мозга мышей осуществлялась в соответствии с методическими указаниями и рекомендациями А.М. Малашенко (1977) и Р.А. Рязановой (1983). В препаратах костного мозга учитывали следующие типы хромосомных аберраций: фрагменты (одиночные, парные), обмены. Ахроматические пробелы оценивали отдельно и не включали в общее число аберраций.

Чувствительность генетического аппарата генеративных клеток к действию смесей тяжелых металлов оценивалась методом доминантных летальных мутаций согласно методике, предложенной А. Д. Дурневым (1994). Уровень доминантных летальных мутаций оценивался по показателям постим-плантационных потерь в ходе сперматогенеза.

Морфологические исследования органов экспериментальных животных осуществлялись в динамике через сутки, десять дней, один и шесть месяцев введения веществ. Умерщвление и вскрытие животных проводилось по общепринятой методике И.И. Медведева (1986). Гистологические препараты готовились по стандартным прописям.

Влияние комплекса металлов на иммунную систему изучали по показателям, характеризующим состояние клеточного и гуморального звена иммунитета. Для этого был использован гравитационный фикол-верографи-ческий метод (Воуит, 1968) получения чистой суспензии лимфоцитов из периферической крови. Количество Т-лимфоцитов определяли методом спонтанного розеткообразования с эритроцитами барана (1опёа1, 1972). Число В-лимфоцитов подсчитывалось методом спонтанного розеткообразования с эритроцитами мыши (Мепёез, 1974). Определение циркулирующих иммунных комплексов проводилось методом, предложенным Б18кош (1972). Некоторые показатели формулы крови определялись общепринятыми в клинике способами.

Достоверность полученных различий между опытными и контрольными группами в токсикогенетических экспериментах определялась по стандартной методике критерия Стьюдента (Н.А. Плохинский, 1970; А.М. Марков, 1974).

В тесте доминантных летальных мутаций статистический анализ показателей смертности проводили, используя критерий х .

В третьей главе представлены результаты изучения токсикогенетиче-ских свойств тяжелых металлов, поступающих в организм человека через атмосферный воздух и питьевую воду.

Использование бактериальной генно-инженерной тест системы «Эко-люм-05» указало, что смесь металлов, суммарное превышение которых в питьевой воде было незначительным, вызвало тушение люминесценции бактерий, что указывает с одной стороны на наличие токсического эффекта анализируемых полютантов даже в низких концентрациях, а с другой - на высокую чувствительность метода. Модельная смесь тяжелых металлов в концентрациях, отражающих их присутствие в атмосферном воздухе и значительно превышающих ПДК, увеличила степень тушения бактериальных клеток. Повышение концентрации металлов этой смеси на уровни, отражающие их присутствие в питьевой воде, еще более снизило люминесценцию бактерий (рисунок 2, 3).

Рис. 3. Зависимость коэффициента тушения от суммарного превышения ПДК тяжелых металлов в питьевой воде и в атмосферном воздухе:

[. . -коэффициенттушения, «—» -превышениеПДК

Результаты данного теста указали, что дозовые зависимости в экспериментах с прокариотическими клетками имеют линейный характер.

Полученные данные свидетельствуют о том, что оценка качества проб с помощью биосенсора «Эколюм-05» имеет высокую информативность, при минимальных затратах времени и средств, и может широко применяться в качестве скринингового теста для изучения и регламентации различных химических веществ.

Комплексная оценка влияния тяжелых металлов на клетки костного мозга мышей указала, что в условиях острого эксперимента мутационные события в наследственных структурах, были вызваны модельной смесью ме-

таллов, отражающей их содержание в атмосферном воздухе (рис. 4). Введение животным металлов, суммарное содержание которых соответствует их присутствию и в воздушной среде и питьевой воде, вызвало потенцирующий эффект, что проявилось в большем количестве структурных изменений в геноме клеток костного мозга (таблица 3).

Рис. 4. Количество клеток костного мозга мышей с аберрациями (на 500 проанализированных) после введения смеси тяжелых металлов, моделирующих загрязнение атмосферного воздуха

Таблица 3

Способность модельной смеси солей тяжелых металлов в концентрациях, присутствующих в питьевой воде и атмосферном воздухе,

Опытные гр>шш j\'¡ мыши Кол-во изучен ных «леток Кол-во клеток с аберрациями Т ипы аберраций Кол-во клеток с множественными аберрациями Кол-во клетог с пробелами Доля аберрантных клетог

фрагменты Обмй-ны

одиночные парные

Опыт 1 100 4 0 1 0 0 2 4

2 100 4 1 3 0 0 0 4

3 100 5 1 2 0 0 1 5

4 100 3 0 п 0 0 1 3

5 100 3 3 2 0 0 1 3

Итого 5 500 19 5 10 0 0 5 19

М ± m - - 3,80±0,37" ],00±0,55 2,00±0,32 - - 1,00±0,32 3,80±0,37*

Контроль 6 100 0 0 0 0 0 0 0

7 100 1 1 0 0 0 0 1

8 100 1 0 0 0 0 1 1

9 100 1 0 0 0 0 0 1

10 100 2 2 0 0 0 I 2

Итого 5 - 5 3 0 0 0 2 5

М ± m 1,00±0,12 0.60 i 0,40 - - - 0,40±0,25 1,00 ±0,32

* - различие опыта и контроле значимо при р<0,05

Генетическая активность образца смеси металлов, отражающего их содержание в питьевой воде, была несколько выше, чем в контроле, но ни по одному из анализируемых показателей статистически значимых различий между группами не выявлено. Однако факт превышения уровня структурных изменений в хромосомном аппарате клеток костного мозга можно расценивать как потенциальную токсичность, которая и проявилась при воздействии данного образца на бактерии «Эколюм-05».

Изучение влияния комплексной смеси тяжелых металлов на митотиче-ский режим клеток эпителия крыс показало, что действие смеси, отражающей их суммарное содержание в питьевой воде и атмосферном воздухе, вызвало достоверное снижение митотического индекса (таблица 4).

Таблица 4

Показатели митотического режима эпителия роговицы крыс при введении солей тяжелых металлов

Концентрации веществ Количество делящихся клеток Фазы митоза Митотяче-ский индекс

профаза мегафаза анафаза телофаза

острый эксперимент

I 49,20±6,38* 14,20±2,44* 18,80±1,39 9,80±1,39 6,40±1,8б* 1,50±0,19

П 57,75± 11,88 12,00±2,45* 27,50±8,99 8,75±2,50 9,50±2,33* 1,97±0,73

Ш 43,25±б,88* 16,12±3,33 14,38±3,32 б,13±1,16* 6,63±1,27* 0,9б±0,11*

IV 78,80±9,46 28,20±5,12 15,80±3,71 14,00±1,34 20,80±2,29 1,63±0,19

хронический эксперимент

I 58,40±8,80 15,6±1,94* 23,20±4,89 10,40±2,94 9,20±0,97* 1,14±0,25

П 49,00±2,42* 9,00±4,18* 22,25*2,72 9,25±1,80* 8,50±1,85* 1,214=0,11

Ш 26,50±7,99* 5,17±2,17* 11,83±4,89 2,67±1,17* б,83±1,52* 0,4б±0,14*

IV 78,80±9,4б 28,20±5,12 15,80±3,71 14,00=1=1,34 20,80±2,29 1,бЗ±0,19

I - смесь тяжелых металлов, отражающая их содержание в питьевой воде,

II - смесь тяжелых металлов, отражающая их содержание в атмосфере,

Ш — суммарное содержание смеси тяжелых металлов в атмосфере и питьевой воде,

IV - контроль

*-р«0,05

На фоне снижения количества делящихся клеток, наблюдалось нарушение соотношения фаз митоза, что указывает на повреждение белковых структур митотического аппарата.

Среди выявленных в ходе эксперимента форм патологии митоза в клетках роговицы крыс превалируют те формы, образование которых является следствием цитотоксического эффекта. Количественно изменения более выражены при хроническом воздействии (рисунок 5).

В целом, суммарное действие анализируемых ксенобиотиков носит в большей степени эпигенетический характер, так как при всех режимах воздействия поражались, элементы митотического аппарата, что может стать основой возникновения геномных мутаций.

Рис. 5. Патология митоза в эпителии роговицы крыс при введении тяжелых металлов: I - концентрация тяжелых металлов, отражающая их содержание в питьевой воде, П - концентрация тяжелых металлов, отражающая их содержание в атмосфере, Ш - суммарная конценрация тяжелых металлов, присутствующих в атмосфере и питьевой воде, IV - контроль

В целом вышеизложенную реакцию соматических клеток экспериментальных животных в ответ на воздействие тяжелых металлов можно объяснить тем, что данные полютанты, легко проникая через биологические мембраны, блокируют ферментативные системы клеток, обеспечивающих процессы детоксикации, кумулируют, провоцируя развитие токсикогенетическо-го эффекта (Тиунов Т.А., 1981; Ревазова Ю.А., 1989).

Анализ доминантных летальных мутаций практически единственный общепринятый тест, определяющий чувствительность генеративных клеток самцов крыс к действию химических веществ.

Мутационный эффект при внутрижелудочном введении веществ, моделирующих загрязнение питьевой воды, не установлен. Смесь тяжелых металлов не повлияла на фертильность самцов крыс, а уровень постимплантацион-ных потерь статистически незначимо отличался от контроля.

При введении комплекса тяжелых металлов, отражающих их присутствие в воздушном бассейне г. Ставрополя и суммарном воздействии в дозах, соответствующих содержанию в атмосфере и питьевой воде, было зарегистрировано гонадотоксическое действие, которое проявилось высокой постим-плантационной летальностью на всех стадиях сперматогенеза (рис. 6,7).

Рис 6 Смертность после имплантации на разных стадиях сперматогенеза при введении смеси металлов, моделирующей загрязнение атмосферного воздуха г. Ставрополя I - стадия зрелых сперматозоидов, II - стадия поздних сперматид, Ш - стадия ранних сперматид, | | - смертность после имплантации (опыт), - смертность после имплантации (контроль)

стадия сперматогенеза

Рис. 7. Смертность после имплантации на разных стадиях сперматогенеза при введении смеси металлов, моделирующей суммарное загрязнение и атмосферного воздуха, и питьевой воды г. Ставрополя I - стадия зрелых сперматозоидов, II - стадия поздних сперматид, Ш - стадия ранних сперматид, | имплантации (опыт),

- смертность после

- смертность после имплантации (контроль)

Отсутствие антифертильного эффекта во всех точках фиксации является доказательством того, что смертность эмбрионов после имплантации обусловлена изменениями в геноме генеративных клеток самцов. Мутагенный эффект, возникший в наследственном аппарате генеративных клеток, по всей вероятности, связан с высокой проницаемостью тяжелых металлов через ге-матотестикулярный барьер и взаимодействием их с белковыми сульфгид-рильными структурами хромосом (Sega, 1980). Не исключается участие в повреждающем процессе углеводородов. Кроме того, нарушение процесса сперматогенеза можно объяснить и тем, что под действием анализируемых металлов изменяются механизмы, обеспечивающие взаимодействие сперма-тид с клетками Сертоли (поддерживающие клетки), которые играют важную роль в делении сперматогенных клеток, создают микросреду, необходимую для их дифференцировки, обеспечивают изоляцию от токсических веществ и т.д.

Таким образом, на основании полученных экспериментальных данных, полученных в условиях острого и хронического экспериментов, можно сделать вывод, что комплекс тяжелых металлов в дозах, эквивалентных их со* держанию в питьевой воде и атмосферном воздухе, способен нарушать генетические барьеры и вызывать мутационные события в наследственных структурах соматических и половых клеток лабораторных животных.

Результаты исследований указывают на однонаправленность мутагенного действия анализируемых смесей на генетический аппарат эукариот.

Генеративные мутации, накапливаясь в геноме популяций, представляют опасность для последующих поколений, а соматические создают предрасполагающий фон для развития различного рода патологий или становятся причиной заболеваний.

В ответ на поступление ксенобиотиков в организме мобилизуется система метаболической защиты, с помощью которой он пытается противостоять неблагоприятному химическому окружению. Ведущая роль в этом процессе принадлежит семейству цитохромов Р-450. При высоких концентрациях токсикантов или при их хроническом воздействии метаболическая защита ослабевает и развивается токсический процесс или интоксикация (Тиунов Л.А., 1981)

Ксенобиотики, попав в организм человека, подвергаются биотрансформации. На первом ее этапе осуществляется метаболическая активация, которая катализируется ферментами микросомального окисления функционально связанных с цитохромом Р-450-зависимых монооксигеназ, и приводящая к образованию реакционноспособных радикалов, на втором - биотрансформация, характеризующаяся процессами формирования конъюгатов этих метаболитов с эндогенными клеточными субстратами (Голиков С.Н., 1980; Саноцкий И.В., 1980). Все это и определяет патоморфологическую реакцию организма на токсическое действие.

Результаты проведенных морфологических исследований показали, что у животных всех трех экспериментальных групп в ответ на введение смеси тяжелых металлов, развиваются относительно стереотипные патогистологи-ческие изменения внутренних органов. Наблюдающиеся при этом различия заключаются в тяжести происходящих изменений и их распространенности. Наименее выраженные патогистологические процессы наблюдались у животных, которым вводилась смесь тяжелых металлов относительно низких концентраций, характеризующая загрязнение питьевой воды (первая группа крыс). Наиболее грубые повреждения гистологических структур внутренних органов определялись у животных, получавших наиболее высокие концентрации тяжелых металлов, моделирующих суммарное их содержание в атмосфере и питьевой воде (третья экспериментальная группа крыс).

В головном мозге крыс первой экспериментальной группы возникают очаговые изменения в виде дистрофии нейронов, сосудистых нарушений, перицеллюлярного отека. В остальных участках сохраняется нормальная гистологическая структура. К концу эксперимента наблюдается сморщивание и гибель отдельных нейронов.

При увеличении концентрации смеси тяжелых металлов (третья экспериментальная группа крыс) в головном мозге отек распространяется почти на все отделы мозга, появляются нарушения кровообращения в микроциркуля-торном русле, усиливаются дистрофические изменения и появляются мелкие глубинные инфаркты ишемического характера. К концу эксперимента на месте инфарктов формируются небольшие кисты и глиальные рубцы.

При высокой концентрации тяжелых металлов (третья экспериментальная группа) в головном мозге животных обнаруживаются выраженные дистрофические изменения, очаги размягчения ткани мозга. К концу эксперимента отмечается атрофия ткани мозга с формированием глиальных рубцов. Эти изменения носят распространенный характер и являются необратимыми.

В легких под воздействием относительно небольших концентраций тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) в паренхиме наблюдаются незначительные и обратимые изменения в виде очаговой дистрофии альве-олоцитов и десквамации их. При увеличении концентрации тяжелых металлов эти изменения становятся более распространенными, развиваются пневмония, а к концу эксперимента периваскулярный и перибронхиальный пнев-москлероз.

При введении высоких концентраций тяжелых металлов уже в начале эксперимента развивается интерстициальный отек легких, тяжелые дистрофические и деструктивные изменения альвеолоцитов и диффузная интерсти-циальная пневмония. К концу эксперимента отмечается диффузный пнев-москлероз.

В миокарде при малых концентрациях тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) патологические изменения обнаружены лишь в не-

большой части кардиомиоцитов в виде вакуольной дистрофии, очагового миоцитолиза и ацидофилии. В строме миокарда - умеренный отек и полнокровие вен. Под воздействием более высоких концентраций тяжелых металлов (вторая экспериментальная группа, которой вводилась смесь металлов, моделирующая загрязнение атмосферы) в миокарде выявлены более распространенные дистрофические изменения кардиомиоцитов, контрактурные изменения волокон (миоцитолиз, ацидофилия), впервые обнаружены очаговые клеточные инфильтраты. Но при этом значительная часть миокарда сохраняет нормальное гистологическое строение. Под воздействием высоких концентраций тяжелых металлов (третья экспериментальная группа) в миокарде развивается картина диффузной миокардиодистрофии, бурой атрофии и фиброза стромы.

В печени подопытных животных первой экспериментальной группы при воздействии малых концентраций металлов развивается очаговая белковая и жировая дистрофия гепатоцитов, умеренный перисинусоидальный отек, сосудистые нарушения с наличием очаговых круглоклеточных инфильтратов в области триад. При воздействии более высоких концентраций взвеси тяжелых металлов (вторая группа) в печени наблюдаются более выраженные дистрофические изменения гепатоцитов и впервые обнаруживается некроз гепатоцитов, развиваются склеротические изменения по ходу портальных трактов. Под воздействием высоких концентраций тяжелых металлов (третья группа животных) отмечаются более выраженные цитотоксические изменения, уницеллюлярные некрозы, диффузный перипортальный фиброз.

В кишечнике подопытных животных при относительно малых концентрациях смеси тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) выявлены незначительные изменения в виде полнокровия сосудов, дистрофических изменений эпителия, увеличения числа бокаловидных клеток. Эти изменения вполне обратимые. Лишь к концу эксперимента наблюдались атрофия клеток эпителия и местами огрубение стромы. При увеличении концентрации металлов (вторая группа животных) впервые выявлено развитие поверхностного энтероколита без атрофии желез. При высоких концентрациях (третья группа-животных) в кишечнике появляются признаки атрофического хронического энтероколита с фиброзом собственной пластинки слизистой оболочки и под-слизистого слоя. Эти изменения носят необратимый характер и распространяются на всю стенку кишки.

В поджелудочной железе подопытных животных при воздействии металлов в концентрациях, моделирующих загрязнение питьевой воды, в паренхиме наблюдаются незначительные морфологические изменения, в основном это отек стромы и сосудистые нарушения. К концу эксперимеыга в небольшой части наблюдений выявлен очаговый склероз стромы с наличием очаговых лимфоцитарных инфильтратов, что можно с некоторой долей вероятности расценивать как очаговый хронический панкреатит. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа крыс) наблюдается

более выраженная картина хронического панкреатита с распространением на значительную часть железы. При введении металлов в больших концентрациях (третья экспериментальная группа) наблюдается картина хронического диффузного панкреатита.

В щитовидной железе подопытных животных при воздействии малых концентраций металлов (первая экспериментальная группа) выявлены дистрофические и некробиотические изменения фолликулярного эпителия, увеличение количества крупных фолликулов, установлены первые признаки перестройки структуры железы. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) развиваются более выраженные морфологические изменения в виде атрофии и деформации долек, разрастания соединительной ткани в строме. При высоких концентрациях металлов (третья экспериментальная группа) в щитовидной железе выявляется перестройка структуры железы с атрофией отдельных долек, формированием новых долек из крупных фолликулов и развитием склеротических изменений в строме.

В надпочечниках подопытных животных при введении относительно малых доз тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) обнаружены обратимые дистрофические изменения клеток коркового слоя, обеднение пучковой зоны липидами, сосудистые нарушения мозгового слоя. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) наблюдаются более выраженные и распространенные дистрофические изменения эн-докриноцитов, очаговая атрофия их, склеротические изменения капсулы. При больших концентрациях металлов (третья экспериментальная группа) и особенно к концу эксперимента выявлены атрофические изменения эндокрино-цитов, склеротические изменения стромы и капсулы надпочечников.

В семенниках крыс при воздействии относительно малых концентраций металлов (первая экспериментальная группа) определяются дистрофические изменения сперматогенного эпителия очагового характера, а в строме отек и сосудистые нарушения. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) в семенниках на фоне дистрофических изменений обнаружены атрофические изменения отдельных канальцев, уменьшение сперматогенеза и очагов склероза в строме. При воздействии больших доз металлов (третья экспериментальная группа крыс) в семенниках происходит нарастание дистрофических и атрофических изменений, развивается склероз и морфологическая перестройка.

В почках при введении малых доз тяжелых металлов (первая экспериментальная группа животных) обнаруживаются очаговые дистрофические изменения эпителия канальцев, небольшой отек стромы. Сосудистые клубочки остаются интактными. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) наряду с дистрофическими изменениями эпителия канальцев выявлены участки некроза, атрофии канальцев, склеротические изменения в строме с очаговой лимфоцитарной инфильтрацией. Описанные изменения указывают на начало формирования интерстициального нефрита.

При воздействии высоких концентраций металлов (третья экспериментальная группа) в почках развивается хронический интерстициальный нефрит.

В селезенке при воздействии малых концентраций металлов (первая группа животных) в начале эксперимента морфологические изменения не выражены. К концу эксперимента отмечается некоторое огрубение стромы и неравномерная атрофия фолликулов. При увеличении концентрации тяжелых металлов (вторая экспериментальная группа) нарастает атрофия фолликулов, происходит уменьшение величины их центров размножения, а также огрубение ретикулярной стромы.

При воздействии высоких концентраций металлов (третья группа) в начале эксперимента наблюдается диффузная гиперплазия лимфоидной ткани, которая к концу эксперимента сменяется атрофией фолликулов и склеротическими изменениями в строме. Эти изменения становятся более распространенными и необратимыми.

В лимфатических узлах при введении малых концентраций металлов (первая группа животных) морфологические изменения незначительные, отмечается лишь отек стромы и расширение синусов. При увеличении концентрации (вторая экспериментальная группа) к концу эксперимента отмечается атрофия отдельных фолликулов, участки склероза стромы. При воздействии больших концентраций металлов (третья группа) к концу эксперимента происходит атрофия лимфоидной ткани и склеротические изменения стромы.

Сравнительный анализ выявленных в эксперименте патологических изменений в органах крыс, подвергавшихся затравке смесью тяжелых металлов различной концентрации, показал, что во всех трех группах эксперимента наблюдалось общетоксическое действие испытуемых веществ, что проявлялось в таких патологических реакциях как дисциркуляторные расстройства, дистрофические, воспалительные, атрофические и склеротические изменения.

Наряду с разрушительными процессами в ряде случаев имеют место и адаптационные проявления в виде регенерации функционально значимых структур органов.

Степень тяжести патогистологических изменений проявляет прямую зависимость от уровня концентрации тяжелых металлов, вводимых экспериментальным животным.

При этом такие органы детоксикации и элиминации вредных веществ, как печень и почки, проявляют разную уязвимость. Так, если в печени во всех группах эксперимента наряду с процессами повреждения гистологических структур присутствуют процессы регенерации, то в почках животных третьей экспериментальной группы в итоге развивается картина интерстициального нефрита, что свидетельствует о грубых не только морфологических, но и функциональных нарушениях этого органа.

Весьма чувствительными к интоксикации во всех группах эксперимента являются семенники как репродуктивный орган. В них наблюдаются грубые изменения в семенных извитых канальцах и выраженное снижение спер-

матогенеза, что согласуется с полученными результатами по изучению влияния этих же металлов на генетический аппарат генеративных клеток.

Интоксикация, нарушая гомеостаз в организме, приводит к иммунному стрессу (Голиков С.Н., 1980). Перестройку иммунной системы в ответ на воздействие ксенобиотиков следует считать биологически целесообразной и направленной на устранение вызванных отклонений. Если иммунологические механизмы препятствуют проникновению антигенов во внутреннюю среду организма, блокируя их на уровне барьерных органов, патологическая картина в нем не наблюдается. Если же адаптация не наступает, то «запускаются» механизмы иммунной защиты с последующим антителообразованием (Баранов А А., 1998; Караулова А.В., 1999).

Подобная ситуация и наблюдалась нами у экспериментальных животных при воздействии на них смеси тяжелых металлов, моделирующих суммарное загрязнение жизненно важных сред г. Ставрополя - питьевой воды и атмосферного воздуха.

Судя по реакции иммунной системы экспериментальных животных, при длительном введении комплекса тяжелых металлов в организме крыс развивается картина воспалительного процесса. Через 10 дней после поступления веществ зарегистрированы лейкоцитопения, абсолютная лимфоцито- и эозинофилопения. После месячного воздействия эозинофилы полностью исчезают из кровотока (таблица 5).

Таблица 5

Некоторые показатели реакции крови крыс на введите смеси солей тяжелых металлов, отражающих их суммарное содержание в питьевой воде и атмосферном воздухе

гюя» / •пятых/ / Сроки / аедвм Лейкоциты Лимфоциты Монощпы Эозинофилы ЦИК

0(%) А(10"г/л) 0(%) А(10аг/л; 0(%) А(10'г/л)

I 10 дней # 7,78*6,64 67,0*20,33 # 5,4б±1,8 3,5*2,67 0,27±0,09б 0,37*0,2 # 0,28*0,01 # ,80±0,76

II 1 месяц # б,31±4,02 54,4±11,82 # 3,16*0,87 # 7,4±3,6 # 0,41*0,08 # 7,82*2,19

III 2 месяца # 8,33*2,56 51,67±13,73 # 4,15*0,5 2,78*2,05 0,24*0,06 и 1,50±0,98

IV контроль 8,2И2,19 53,56*21,5 11,54*3,15 2,11*0,78 0,37*0,086 1,2*0,3 0,22*0,02 1,02*0,81

# - достоверность показателей по отношению к контролю, О - относительные показатели (%), А - абсолютные показатели (10 г/л), ЦИК - циркулирующие иммунокомгагексы

Наличие воспаления доказывается повышением уровня моноцитов. Достаточно хорошо известно, что моноциты являются предшественниками макрофагов. Циркулирующие макрофаги при внедрении чужеродных антиге-

нов через специальные цитокины (ростовые факторы) способствуют усилению процессов деления и созревания клеток-предшественников, которые впоследствии поступают в очаг воспаления, накапливаются там в продуктивной фазе (Подколзин А.А., 2000). С этим полностью согласуются полученные нами результаты. Наибольший уровень моноцитов у животных опытной группы был отмечен через месяц после введения металлов.

Другим подтверждением развития воспалительного процесса является формирование в крови циркулирующих иммунных комплексов (ЦИК) (Наза-ренко Г.И., 2002), которые образуются вследствие способности тяжелых металлов связываться с белковыми структурами, образуя органические комплексы (Сибиряк СВ., 2003). Увеличение их количества произошло к тридцатому дню воздействия и находилось в линейной зависимости от уровня моноцитов.

Помимо нарушения фагоцитарной активности, введение смеси тяжелых металлов спровоцировало дисбаланс в Т- и В-звене клеточного иммунитета (таблица 6). Это проявилось в снижении общего и абсолютного числа Т-лимфоцитов и их субпопуляций, которое сохранялось до конца эксперимента, и возрастании количества В-лимфоцитов.

Таблица 6

Показатели Т-лнмфоцитов и их субпопуляций

и В-лимфоцитов у экспериментальных животных

# - достоверность показателей по отношению к контролю, О - относительные показатели (%), А - абсолютные показатели (109 г/л)

Описанная выше картина иммунного ответа у экспериментальных животных позволяет констатировать у них развитие иммунодефицита.

Согласно классификации Б.С. Белозерова (1992), данный тип сформировавшегося иммунного статуса можно отнести к супрессированному по клеточному и активированному по гуморальному звену.

Возникшие изменения в иммунной системе у экспериментальных животных, вполне объясняют ту патологическую картину, которая развивается в их органах и структурах под действием анализируемых токсикантов.

Таким образом, проведенное нами биологическое тестирование комплекса тяжелых металлов, поступающего в организм жителей г. Ставрополя

21

через атмосферный воздух и питьевую воду, позволило сделать следующие выводы:

1. Модельную смесь металлов, отражающую загрязнение питьевой воды и воздушной среды г. Ставрополя, считать потенциально токсичной.

2. Комплекс металлов, в концентрациях эквивалентных их присутствию в атмосферном воздухе и питьевой воде г. Ставрополя, обладает токсико-генетическим действием и вызывает нарушения наследственного аппарата соматических и генеративных клеток экспериментальных животных.

3. Модельная смесь тяжелых металлов, концентрация которых соответствует их содержанию в питьевой воде г. Ставрополя, оказывает токсический эффект на генно-инженерные бактериальные клетки «Эколюм-05».

4. Результаты изучения влияния смеси металлов, моделирующей загрязнение питьевой воды, на эукариотические клетки и клетки бактерий «Эколюм-05» указывают на высокую чувствительность люминесцентного бактериального теста, который может широко применяться в токсико-генетических экспериментах в качестве скрининговой тест-системы.

5. Тяжелые металлы при поступлении в организм оказывают выраженное токсическое действие, которое характеризуется развитием очаговых дис-циркуляторных нарушений в системе кровеносных сосудов, дистрофическими изменениями в основных гистологических структурах внутренних органов, а в отдаленных сроках - явления атрофии клеток в некоторых участках органов.

6. Модельная смесь тяжелых металлов обладает иммунотропным действием, вызывая формирование признаков вторичного иммунодефицита с нарушением клеточного и гуморального звеньев.

СПИСОК РАБОТ, ОПУБЛИКОВАННЫХ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ

1. Максименко Н.А., Кошель М.В. Результаты комплексного воздействия смеси тяжелых металлов на клетки костного мозга крыс // Тезисы докладов IX итоговой научной конф. молодых ученых и студентов. - Ставрополь. -2001.-С. 50.

2. Максименко Н.А., Умрихин С.С. Оценка суммарной токсичности тяжелых металлов методом доминантных летальных мутаций // Тезисы докладов X итоговой научной конф. молодых ученых и студентов. - Ставрополь. -2002.-С. 90.

3. Ходжаян А.Б., Эльбекьян КС. Экологические особенности биохимических показателей щитовидной железы лабораторных крыс // Эндокринная регуляция физиологических функций в норме и патологии: Тезисы докладов 2-й международной научной конференции. - Новосибирск. - 2002. - С. 169.

4. Эльбекьян К.С. Иммуномоделирующий эффект мелатонина при сдвигах, вызываемых солями тяжелых металлов // Фундаментальные проблемы фармакологии: Тезисы докладов 2-го съезда Российского научного общества фармакологов. - М. - 2003. - С. 296.

5. Минаев Б.Д. Тушение люминесценции биосенсора «Эколюм-05» смесями тяжелых металлов, моделирующими загрязнение питьевой воды в г. Ставрополе // Токсикологический вестник. - М. - 2003. - С. 40-44.

6. Ходжаян А.Б., Эльбекьян КС. Использование биохимически активных веществ в профилактике токсического действия тяжелых металлов // Актуальные вопросы охраны здоровья населения Ставропольского края: Сборник научных трудов по материалам 7-й недели медицины Ставрополья, часть 2. - Ставрополь. - 2003. - С. 59-61.

7. Максименко Н.А. Цитогенетическое действие комплекса тяжелых металлов, моделирующих загрязнение среды обитания г. Ставрополя // Тезисы докладов XI итоговой (межвузовской) научной конференции студентов и молодых ученых. - Ставрополь. - 2003. - С. 530-531.

8. Олейникова Е.Ю. Морфологическая оценка ткани головного мозга крыс после комплексного воздействия тяжелыми металлами // Тезисы докладов ХП итоговой (межвузовской) научной конференции студентов и молодых ученых. - Ставрополь. - 2004. - С. 69.

9. Скобина З.Л., Слепенок Е.В., Полянкина А.А. Реакция ткани надпочечников белых беспородных крыс на воздействие тяжелых металлов // Тезисы докладов XII итоговой (межвузовской) научной конференции студентов и молодых ученых. - Ставрополь. - 2004. - С. 70.

10. Минаев Б.Д. Токсикогенетическая оценка суммарного воздействия солей тяжелых металлов в условиях моделирования экологической ситуации г. Ставрополя // Ставрополь. - 2004. - 200 с.

*tU29

Актуальность темы

Данные последних десятилетий свидетельствуют о том, что научно-техническая революция, способствующая бурному развитию энергетики, промышленности, строительства, транспорта, широкой химизации всех отраслей народного хозяйства и быта, приводит к значительному загрязнению окружающей среды - атмосферного воздуха, почвы, воды поверхностных и подземных источников.

Антропогенное загрязнение окружающей среды оказывает выраженное воздействие на формирование популяционного здоровья населения. Подтверждением этому служит рост распространенности заболеваний практически по всем нозологическим единицам, как среди взрослого, так и среди детского контингента. Повсеместно в экологически неблагоприятных районах отмечаются неблагоприятные медико-демографические показатели, значительная смертность населения, сокращение продолжительности жизни, рост уровня заболеваемости различными формами злокачественных новообразований, рождение детей с врожденными пороками развития, мертворожденность и т. д. (Сидоренко Г.И., 1981; Новиков С.Н., 1997).

Основными загрязнителями биосферы являются химические вещества. Суммарный выброс вредных веществ в Российской Федерации от различных источников по 615 городам составляет более 15,6 млн. т. в год.

В России около 109 млн. человек или 73% всего населения, продолжает проживать в неблагоприятной санитарно-гигиенической обстановке, в условиях постоянного превышения предельно допустимых концентраций токсических веществ в атмосферном воздухе в 5-10, а в некоторых случаях, и более раз. (Госдоклад о санитарно-эпидемиологической обстановке в России, 2002).

Особую тревогу вызывает качество питьевой воды. По данным исследований, проведенных Госсанэпидслужбой, большинство водоочистительных сооружений не соответствует требованиям и не обеспечивает надежной очистки от высокотоксичных органических соединений, нефтепродуктов, фенолов, тяжелых металлов и т. д.

Среди многочисленного арсенала ксенобиотиков одно из ведущих мест по степени токсичности занимают тяжелые металлы (Жолдакова З.И., 1996; Ревич Б.А., 2001), которые широко распространены и имеют весьма разнообразную химическую природу.

В доступной литературе имеется большое количество работ, в которых отражено влияние того или иного металла на биологические объекты, в том числе и организм человека, хотя в реальной жизни население подвержено воздействию не одного, а целого комплекса загрязнителей, специфичного для каждого региона.

В научных исследованиях мало внимания уделяется изучению хронического воздействия токсикантов в дозах, не являющихся токсичными. Основная часть работ посвящена анализу нарушений здоровья, связанных с загрязнителями атмосферного воздуха, реже других объектов биосферы, в том числе и питьевой воды.

В этой связи, одной из важнейших задач в решении региональных проблем, имеющих отношение к состоянию здоровья населения, является комплексная токсико-генетическая оценка ксенобиотиков (Шандала М.Г., 1996; Ре-вазова Ю.А., 1994,2001).

Актуальность данных исследований подчеркивается постановлением Правительства Российской Федерации от 06.10.1994 г. №1146 «Об утверждении положения о социально-гигиеническом мониторинге», которое является правовой основой закона «О санитарно-эпидемиологическом благополучии населения».

Вышеуказанное определило цель и задачи настоящего исследования, которое проводилось в соответствии с планом НИР Ставропольской государственной медицинской академии в рамках проекта ВОЗ «Здоровые города».

Цель и задачи исследования

Целью данной работы является гигиеническая оценка токсикогенетиче-ских эффектов действия комплекса тяжелых металлов, присутствующих в атмосфере и питьевой воде г. Ставрополя.

В соответствии с поставленной целью были определены следующие задачи:

1. Дать качественную и количественную оценку загрязнения окружающей среды г. Ставрополя тяжелыми металлами.

2. В условиях эксперимента на прокариотических клетках изучить степень токсичности комплекса тяжелых металлов.

3. Изучить токсикогенетические свойства комплекса тяжелых металлов на эукариотических (соматических и генеративных) клетках.

4. Изучить возможные патологические изменения внутренних органов лабораторных животных в ответ на воздействие комплекса тяжелых металлов.

5. Оценить реакцию иммунной системы на действие комплекса тяжелых металлов.

6. Обосновать подходы к оценке результатов комплексного исследования токсикогенетических эффектов факторов окружающей среды.

Научная новизна работы

Впервые в условиях экспериментального моделирования загрязнения атмосферного воздуха и питьевой воды г. Ставрополя тяжелыми металлами дана гигиеническая оценка комплексного действия этих химических веществ с учетом их токсического действия на прокариотические организмы, генетические структуры соматических и генеративных клеток, иммунную систему и морфологию внутренних органов эукариот, что позволит разработать профилактические мероприятия, направленные на ограничение поступления соответствующих токсикантов в жизненно важные экологические среды.

Теоретическая значимость

- подтверждены имеющиеся сведения об общей направленности токсико-генетического действия тяжелых металлов;

- показана необходимость комплексного изучения влияния ксенобиотиков на биологические объекты;

- показана чувствительность наследственных структур про- и эукариотических клеток к действию комплекса тяжелых металлов;

- получено экспериментальное подтверждение отрицательного влияния комплекса тяжелых металлов на органы и структуры лабораторных животных;

- определена реакция иммунной системы в ответ на токсическое действие изучаемых металлов.

Практическая значимость

Проведенные исследования позволили установить степень токсического воздействия смеси тяжелых металлов на биологические объекты, что позволяет экстраполировать полученные данные на организм человека.

Результаты диссертационной работы переданы в отдел гигиены окружающей среды Центра Госсанэпиднадзора г. Ставрополя (акт о внедрении от 12.02.2004 г.), Управление природных ресурсов Ставропольского края (материалы вошли в Государственный доклад «О состоянии окружающей природной среды Ставропольского края, акт о внедрении от 08.01.2004 г.), организационный комитет проекта ВОЗ «Здоровые города» администрации г. Ставрополя (акт о внедрении от 02.02.2004 г.).

Полученная информация о токсикогенетических свойствах тяжелых металлов используется в лекционных курсах на кафедрах биологии с экологией, гигиены с экологией Ставропольской государственной медицинской академии (акт о внедрении от 08.01.2004 г.) и биологического факультета Ставропольского государственного университета (акт о внедрении от 17.03.2004 г.).

Апробация работы

Основные положения диссертации доложены и обсуждены на второй международной научной конференции «Эндокринная регуляция физиологических функций в норме и патологии» (Новосибирск, 2002 г.), втором съезде Российского научного общества фармакологов «Фундаментальные проблемы фармакологии» (Москва, 2003 г.), итоговых научных конференциях студентов и молодых ученых (Ставрополь, СГМА, 2001 г., 2002 г., 2003 г., 2004 г.).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ И ВЫВОДЫ

Выявление причинно-следственных связей между воздействием факторов окружающей среды и возможными изменениями состояния здоровья популяции является одной из главных задач (Румянцев Г.И., 2000) оценки риска неблагоприятных эффектов факторов окружающей среды для организма человека. Анализ риска - это многоэтапное исследование, одним из которых является токсикогенетическая оценка уровней и путей воздействия различных ксенобиотиков.

Существует общая точка зрения о том, что изучение генотоксичности является составной частью токсикологической оценки химических соединений, необходимой для их регламентирования в различных компонентах окружающей среды.

До настоящего времени, к сожалению, не существует единой методологии регламентации мутагенов.

Один из подходов к оценке опасности мутагенов предложил И.В. Саноц-кий (1975), определяя зону «специфического действия» как отношение порогов острого или хронического действия по интегральным токсикологическим показателям к порогу по отдаленным, в том числе и мутагенным эффектам. По величине этого показателя классифицировались вещества и определялись коэффициенты запаса. Сходный подход был предложен для регламентации химических веществ в воде водоемов Г.Н. Красовским (1977). Недостаток их заключается в том, что в рамках стандартных протоколов исследования практически невозможно определить истинную пороговую дозу мутагена, поскольку, как правило, определить двукратное превышение мутационных событий над фоновым (спонтанным) уровнем не представляется возможным.

В гигиенической практике наиболее принята концепция, разработанная B.C. Журковым (1986), по расчету «допустимой дозы мутагена», которая не должна вызывать превышение 1% от спонтанного уровня мутаций в экспериментах на млекопитающих in vivo.

На современном этапе основной тенденцией является определение на качественном уровне способности тех или иных предполагаемых токсикантов оказывать генотоксическое действие на соматические и зародышевые клетки биологических объектов.

Вышеуказанное и легло в основу нашего исследования, в ходе которого при использовании системы тестов на биологических объектах, были изучены токсикогенетические свойства тяжелых металлов, поступающих в организм человека через питьевую воду и атмосферный воздух.

Использование бактериальной генно-инженерной тест системы «Эколюм-05» показало, что смесь металлов, суммарное превышение которых в питьевой воде было незначительным, вызвало тушение люминесценции бактерий, что указывает с одной стороны на наличие токсического эффекта анализируемых полютантов даже в низких концентрациях, а с другой — на высокую чувствительность метода. Модельная смесь тяжелых металлов в концентрациях, отражающих их присутствие в атмосферном воздухе и значительно превышающих ПДК, увеличила степень тушения бактериальных клеток. Повышение концентрации металлов этой смеси на уровни, отражающие их присутствие в питьевой воде, еще более снизило люминесценцию бактерий.

Результаты данного теста выявили, что дозовые зависимости в экспериментах с прокариотическими клетками имеют линейный характер.

Полученные данные свидетельствуют о том, что оценка качества проб с помощью биосенсора «Эколюм-05» имеет высокую информативность, при минимальных затратах времени и средств, и может широко применяться в качестве скринингового теста для изучения и регламентации различных химических веществ.

Комплексная оценка влияния тяжелых металлов на клетки костного мозга мышей показала, что в условиях острого эксперимента мутационные события в наследственных структурах, были вызваны модельной смесью металлов, отражающей их содержание в атмосферном воздухе. Введение животным металлов, суммарное содержание которых соответствует их присутствию и в воздушной среде и питьевой воде, вызвало потенцирующий эффект, что проявилось в большем количестве структурных изменений в геноме клеток костного мозга.

Генетическая активность образца смеси металлов, отражающего их содержание в питьевой воде, была несколько выше, чем в контроле, но ни по одному из анализируемых показателей статистически значимых различий между группами не выявлено. Однако факт превышения уровня структурных изменений в хромосомном аппарате клеток костного мозга можно расценивать как потенциальную токсичность, которая и проявилась при воздействии данного образца на бактерии «Эколюм-05».

Изучение влияния комплексной смеси тяжелых металлов на митотический режим клеток эпителия крыс показало, что действие смеси, отражающей их суммарное содержание в питьевой воде и атмосферном воздухе, вызвало достоверное снижение митотического индекса.

На фоне снижения количества делящихся клеток, наблюдалось нарушение соотношения фаз митоза, что указывает на повреждение белковых структур митотического аппарата.

Среди выявленных в ходе эксперимента форм патологии митоза в клетках роговицы крыс превалируют те формы, образование которых является следствием цитотоксического эффекта. Количественно изменения более выражены при хроническом воздействии.

В целом, суммарное действие анализируемых ксенобиотиков носит в большей степени эпигенетический характер, так как при всех режимах воздействия поражались элементы митотического аппарата, что может стать основой возникновения геномных мутаций.

В целом вышеизложенную реакцию соматических клеток экспериментальных животных в ответ на воздействие тяжелых металлов можно объяснить тем, что данные полютанты, легко проникая через биологические мембраны, блокируют ферментативные системы клеток, обеспечивающих процессы детоксика-ции, кумулируют, провоцируя развитие токсикогенетического эффекта (Тиунов Т.А., 1981; Ревазова Ю.А., 1989).

Анализ доминантных летальных мутаций практически единственный общепринятый тест, определяющий чувствительность генеративных клеток самцов крыс к действию химических веществ.

Мутационный эффект при внутрижелудочном введении веществ, моделирующих загрязнение питьевой воды, не установлен. Смесь тяжелых металлов не повлияла на фертильность самцов крыс, а уровень постимплантационных потерь статистически незначимо отличался от контроля.

При введении комплекса тяжелых металлов, отражающих их присутствие в воздушном бассейне г. Ставрополя и суммарном воздействии в дозах, соответствующих содержанию в атмосфере и питьевой воде, было зарегистрировано гонадотоксическое действие, которое проявилось высокой постимплантацион-ной летальностью на всех стадиях сперматогенеза. Отсутствие антифертильно-го эффекта во всех точках фиксации является доказательством того, что смертность эмбрионов после имплантации обусловлена изменениями в геноме генеративных клеток самцов. Мутагенный эффект, возникший в наследственном аппарате генеративных клеток, по всей вероятности, связан с высокой проницаемостью тяжелых металлов через гематотестикулярный барьер и взаимодействием их с белковыми сульфгидрильными структурами хромосом (Sega, 1980). Не исключается участие в повреждающем процессе углеводородов. Кроме того, нарушение процесса сперматогенеза можно объяснить и тем, что под действием анализируемых металлов изменяются механизмы, обеспечивающие взаимодействие сперматид с клетками Сертоли (поддерживающие клетки), которые играют важную роль в делении сперматогенных клеток, создают микросреду, необходимую для их дифференцировки, обеспечивают изоляцию от токсических веществ и т.д.

Таким образом, на основании полученных экспериментальных данных, полученных в условиях острого и хронического экспериментов, можно сделать вывод, что комплекс тяжелых металлов в дозах, эквивалентных их содержанию в питьевой воде и атмосферном воздухе, способен нарушать генетические барьеры и вызывать мутационные события в наследственных структурах соматических и половых клеток лабораторных животных.

Результаты исследований указывают на однонаправленность мутагенного действия анализируемых смесей на генетический аппарат эукариот.

Генеративные мутации, накапливаясь в геноме популяций, представляют опасность для последующих поколений, а соматические создают предрасполагающий фон для развития различного рода патологий или становятся причиной заболеваний.

В ответ на поступление ксенобиотиков в организме мобилизуется система метаболической защиты, с помощью которой он пытается противостоять неблагоприятному химическому окружению. Ведущая роль в этом процессе принадлежит семейству цитохромов Р-450. При высоких концентрациях токсикантов или при их хроническом воздействии метаболическая защита ослабевает и развивается токсический процесс или интоксикация (Тиунов JI.A., 1981).

Ксенобиотики, попав в организм человека, подвергаются биотрансформации. На первом ее этапе осуществляется метаболическая активация, которая катализируется ферментами микросомального окисления функционально связанных с цитохромом Р-450-зависимых монооксигеназ, и приводящая к образованию реакционноспособных радикалов, на втором — биотрансформация, характеризующаяся процессами формирования конъюгатов этих метаболитов с эндогенными клеточными субстратами (Голиков С.Н., 1980; Саноцкий И.В., 1980). Все это и определяет патоморфологическую реакцию организма на токсическое действие.

Результаты проведенных морфологических исследований показали, что у животных всех трех экспериментальных групп в ответ на введение смеси тяжелых металлов, развиваются относительно стереотипные патогистологические изменения внутренних органов. Наблюдающиеся при этом различия заключаются в тяжести происходящих изменений и их распространенности. Наименее выраженные патогистологические процессы наблюдались у животных, которым вводилась смесь тяжелых металлов относительно низких концентраций, характеризующая загрязнение питьевой воды (первая группа крыс). Наиболее грубые повреждения гистологических структур внутренних органов определялись у животных, получавших наиболее высокие концентрации тяжелых металлов, моделирующих суммарное их содержание в атмосфере и питьевой воде (третья экспериментальная группа крыс).

В головном мозге крыс первой экспериментальной группы возникают очаговые изменения в виде дистрофии нейронов, сосудистых нарушений, перицел-люлярного отека. В остальных участках сохраняется нормальная гистологическая структура. К концу эксперимента наблюдается сморщивание и гибель отдельных нейронов.

При увеличении концентрации смеси тяжелых металлов (третья экспериментальная группа крыс) в головном мозге отек распространяется почти на все отделы мозга, появляются нарушения кровообращения в микроциркуляторном русле, усиливаются дистрофические изменения и появляются мелкие глубинные инфаркты ишемического характера. К концу эксперимента на месте инфарктов формируются небольшие кисты и глиальные рубцы.

При высокой концентрации тяжелых металлов (третья экспериментальная группа) в головном мозге животных обнаруживаются выраженные дистрофические изменения, очаги размягчения ткани мозга. К концу эксперимента отмечается атрофия ткани мозга с формированием глиальных рубцов. Эти изменения носят распространенный характер и являются необратимыми.

В легких под воздействием относительно небольших концентраций тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) в паренхиме наблюдаются незначительные и обратимые изменения в виде очаговой дистрофии альвеоло-цитов и десквамации их. При увеличении концентрации тяжелых металлов эти изменения становятся более распространенными, развиваются пневмония, а к концу эксперимента периваскулярный и перибронхиальный пневмосклероз.

При введении высоких концентраций тяжелых металлов уже в начале эксперимента развивается интерстициальный отек легких, тяжелые дистрофические и деструктивные изменения альвеолоцитов и диффузная интерстициальная пневмония. К концу эксперимента отмечается диффузный пневмосклероз.

В миокарде при малых концентрациях тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) патологические изменения обнаружены лишь в небольшой части кардиомиоцитов в виде вакуольной дистрофии, очагового миоцитолиза и ацидофилии. В строме миокарда - умеренный отек и полнокровие вен. Под воздействием более высоких концентраций тяжелых металлов (вторая экспериментальная группа) в миокарде выявлены более распространенные дистрофические изменения кардиомиоцитов, контрактурные изменения волокон (миоци-толиз, ацидофилия), впервые обнаружены очаговые клеточные инфильтраты. Но при этом значительная часть миокарда сохраняет нормальное гистологическое строение. Под воздействием высоких концентраций тяжелых металлов (третья экспериментальная группа) в миокарде развивается картина диффузной миокардиодистрофии, бурой атрофии и фиброза стромы.

В печени подопытных животных первой экспериментальной группы при воздействии малых концентраций металлов развивается очаговая белковая и жировая дистрофия гепатоцитов, умеренный перисинусоидальный отек, сосудистые нарушения с наличием очаговых круглоклеточных инфильтратов в области триад. При воздействии более высоких концентраций взвеси тяжелых металлов (вторая группа) в печени наблюдаются более выраженные дистрофические изменения гепатоцитов и впервые обнаруживается некроз гепатоцитов, развиваются склеротические изменения по ходу портальных трактов. Под воздействием высоких концентраций тяжелых металлов (третья группа животных) отмечаются более выраженные цитотоксические изменения, уницеллюлярные некрозы, диффузный перипортальный фиброз.

В кишечнике подопытных животных при относительно малых концентрациях смеси тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) выявлены незначительные изменения в виде полнокровия сосудов, дистрофических изменений эпителия, увеличения числа бокаловидных клеток. Эти изменения вполне обратимые. Лишь к концу эксперимента наблюдались атрофия клеток эпителия и местами огрубение стромы. При увеличении концентрации металлов (вторая группа животных) впервые выявлено развитие поверхностного энтероколита без атрофии желез. При высоких концентрациях (третья группа животных) в кишечнике появляются признаки атрофического хронического энтероколита с фиброзом собственной пластинки слизистой оболочки и подслизисто-го слоя. Эти изменения носят необратимый характер и распространяются на всю стенку кишки.

В поджелудочной железе подопытных животных при воздействии металлов в концентрациях, моделирующих загрязнение питьевой воды, в паренхиме наблюдаются незначительные морфологические изменения, в основном это отек стромы и сосудистые нарушения. К концу эксперимента в небольшой части наблюдений выявлен очаговый склероз стромы с наличием очаговых лим-фоцитарных инфильтратов, что можно с некоторой долей вероятности расценивать как очаговый хронический панкреатит. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа крыс) наблюдается более выраженная картина хронического панкреатита с распространением на значительную часть железы. При введении металлов в больших концентрациях (третья экспериментальная группа) наблюдается картина хронического диффузного панкреатита.

В щитовидной железе подопытных животных при воздействии малых концентраций металлов (первая экспериментальная группа) выявлены дистрофические и некробиотические изменения фолликулярного эпителия, увеличение количества крупных фолликулов, установлены первые признаки перестройки структуры железы. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) развиваются более выраженные морфологические изменения в виде атрофии и деформации долек, разрастания соединительной ткани в строме. При высоких концентрациях металлов (третья экспериментальная группа) в щитовидной железе выявляется перестройка структуры железы с атрофией отдельных долек, формированием новых долек из крупных фолликулов и развитием склеротических изменений в строме.

В надпочечниках подопытных животных при введении относительно малых доз тяжелых металлов (первая экспериментальная группа) обнаружены обратимые дистрофические изменения клеток коркового слоя, обеднение пучковой зоны липидами, сосудистые нарушения мозгового слоя. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) наблюдаются более выраженные и распространенные дистрофические изменения эндокриноцитов, очаговая атрофия их, склеротические изменения капсулы. При больших концентрациях металлов (третья экспериментальная группа) и особенно к концу эксперимента выявлены атрофические изменения эндокриноцитов, склеротические изменения стромы и капсулы надпочечников.

В семенниках крыс при воздействии относительно малых концентраций металлов (первая экспериментальная группа) определяются дистрофические изменения сперматогенного эпителия очагового характера, а в строме отек и сосудистые нарушения. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) в семенниках на фоне дистрофических изменений обнаружены атрофические изменения отдельных канальцев, уменьшение сперматогенеза и очагов склероза в строме. При воздействии больших доз металлов (третья экспериментальная группа крыс) в семенниках происходит нарастание дистрофических и атрофических изменений, развивается склероз и морфологическая перестройка.

В почках при введении малых доз тяжелых металлов (первая экспериментальная группа животных) обнаруживаются очаговые дистрофические изменения эпителия канальцев, небольшой отек стромы. Сосудистые клубочки остаются интактными. При увеличении концентрации металлов (вторая экспериментальная группа) наряду с дистрофическими изменениями эпителия канальцев выявлены участки некроза, атрофии канальцев, склеротические изменения в строме с очаговой лимфоцитарной инфильтрацией. Описанные изменения указывают на начало формирования интерстициального нефрита. При воздействии высоких концентраций металлов (третья экспериментальная группа) в почках развивается хронический интерстициальный нефрит.

В селезенке при воздействии малых концентраций металлов (первая группа животных) в начале эксперимента морфологические изменения не выражены. К концу эксперимента отмечается некоторое огрубение стромы и неравномерная атрофия фолликулов. При увеличении концентрации тяжелых металлов (вторая экспериментальная группа) нарастает атрофия фолликулов, происходит уменьшение величины их центров размножения, а также огрубение ретикулярной стромы.

При воздействии высоких концентраций металлов (третья группа) в начале эксперимента наблюдается диффузная гиперплазия лимфоидной ткани, которая к концу эксперимента сменяется атрофией фолликулов и склеротическими изменениями в строме. Эти изменения становятся более распространенными и необратимыми.

В лимфатических узлах при введении малых концентраций металлов (первая группа животных) морфологические изменения незначительные, отмечается лишь отек стромы и расширение синусов. При увеличении концентрации (вторая экспериментальная группа) к концу эксперимента отмечается атрофия отдельных фолликулов, участки склероза стромы. При воздействии больших концентраций металлов (третья группа) к концу эксперимента происходит атрофия лимфоидной ткани и склеротические изменения стромы.

Сравнительный анализ выявленных в эксперименте патологических изменений в органах крыс, подвергавшихся затравке смесью тяжелых металлов различной концентрации, показал, что во всех трех группах эксперимента наблюдалось общетоксическое действие испытуемых веществ, что проявлялось в таких патологических реакциях как дисциркуляторные расстройства, дистрофические, воспалительные, атрофические и склеротические изменения.

Наряду с разрушительными процессами в ряде случаев имеют место и адаптационные проявления в виде регенерации функционально значимых структур органов.

Степень тяжести патогистологических изменений проявляет прямую зависимость от уровня концентрации тяжелых металлов, вводимых экспериментальным животным.

При этом такие органы детоксикации и элиминации вредных веществ, как печень и почки, проявляют разную уязвимость. Так, если в печени во всех группах эксперимента наряду с процессами повреждения гистологических структур присутствуют процессы регенерации, то в почках животных третьей экспериментальной группы в итоге развивается картина интерстициального нефрита, что свидетельствует о грубых не только морфологических, но и функциональных нарушениях этого органа.

Весьма чувствительными к интоксикации во всех группах эксперимента являются семенники как репродуктивный орган. В них наблюдаются грубые изменения в семенных извитых канальцах и выраженное снижение сперматогенеза, что согласуется с полученными результатами по изучению влияния этих же металлов на генетический аппарат генеративных клеток.

Интоксикация, нарушая гомеостаз в организме, приводит к иммунному стрессу (Голиков С.Н., 1980). Перестройку иммунной системы в ответ на воздействие ксенобиотиков следует считать биологически целесообразной и направленной на устранение вызванных отклонений.

Если иммунологические механизмы препятствуют проникновению антигенов во внутреннюю среду организма, блокируя их на уровне барьерных органов, патологическая картина в нем не наблюдается. Если же адаптация не наступает, то «запускаются» механизмы иммунной защиты с последующим анти-телообразованием (Баранов А.А., 1998; Караулова А.В., 1999).

Подобная ситуация и наблюдалась нами у экспериментальных животных при воздействии на них смеси тяжелых металлов, моделирующих суммарное загрязнение жизненно важных сред г. Ставрополя - питьевой воды и атмосферного воздуха.

Судя по реакции иммунной системы экспериментальных животных, при длительном введении комплекса тяжелых металлов в организме крыс развивается картина воспалительного процесса. Через 10 дней после поступления веществ зарегистрированы лейкоцитопения, абсолютная лимфоцито- и эозинофи-лопения. После месячного воздействия эозинофилы полностью исчезают из кровотока.

Наличие воспаления доказывается повышением уровня моноцитов. Достаточно хорошо известно, что моноциты являются предшественниками макрофагов.

Циркулирующие макрофаги при внедрении чужеродных антигенов через специальные цитокины (ростовые факторы) способствуют усилению процессов деления и созревания клеток-предшественников, которые впоследствии поступают в очаг воспаления, накапливаются там в продуктивной фазе (Подколзин А.А., 2000). С этим полностью согласуются полученные нами результаты. Наибольший уровень моноцитов у животных опытной группы был отмечен через месяц после введения металлов.

Другим подтверждением развития воспалительного процесса является формирование в крови циркулирующих иммунных комплексов (ЦИК) (Наза-ренко Г.И., 2002), которые образуются вследствие способности тяжелых металлов связываться с белковыми структурами, образуя органические комплексы (Сибиряк С.В., 2003). Увеличение их количества произошло к тридцатому дню воздействия и находилось в линейной зависимости от уровня моноцитов.

Помимо нарушения фагоцитарной активности, введение смеси тяжелых металлов спровоцировало дисбаланс в Т- и В-звене клеточного иммунитета. Это проявилось в снижении общего и абсолютного числа Т-лимфоцитов и их субпопуляций, которое сохранялось до конца эксперимента, и возрастании количества В-лимфоцитов.

Описанная выше картина иммунного ответа у экспериментальных животных позволяет констатировать у них развитие иммунодефицита.

Согласно классификации Б.С. Белозерова (1992), данный тип сформировавшегося иммунного статуса можно отнести к супрессированному по клеточному и активированному по гуморальному звену.

Возникшие изменения в иммунной системе у экспериментальных животных, вполне объясняют ту патологическую картину, которая развивается в их органах и структурах под действием анализируемых токсикантов.

Таким образом, проведенное нами биологическое тестирование комплекса тяжелых металлов, поступающего в организм жителей г. Ставрополя через атмосферный воздух и питьевую воду, позволило сделать следующие выводы:

1. Модельную смесь металлов, отражающую загрязнение питьевой воды и воздушной среды г. Ставрополя, считать потенциально токсичной.

2. Комплекс металлов, в концентрациях эквивалентных их присутствию в атмосферном воздухе и питьевой воде г. Ставрополя, обладает токсико-генетическим действием и вызывает нарушения наследственного аппарата соматических и генеративных клеток экспериментальных животных.

3. Модельная смесь тяжелых металлов, концентрация которых соответствует их содержанию в питьевой воде г. Ставрополя, оказывает токсический эффект на генно-инженерные бактериальные клетки «Эколюм-05».

4. Результаты изучения влияния смеси металлов, моделирующей загрязнение питьевой воды, на эукариотические клетки и клетки бактерий «Эколюм-05» указывают на высокую чувствительность люминесцентного бактериального теста, который может широко применяться в токсико-генетических экспериментах в качестве скрининговой тест-системы.

5. Тяжелые металлы при поступлении в организм оказывают выраженное токсическое действие, которое характеризуется развитием очаговых дисцирку-ляторных нарушений в системе кровеносных сосудов, дистрофическими изменениями в основных гистологических структурах внутренних органов, а в отдаленных сроках — явления атрофии клеток в некоторых участках органов.

6. Модельная смесь тяжелых металлов обладает иммунотропным действием, вызывая формирование признаков вторичного иммунодефицита с нарушением клеточного и гуморального звена.