DIOXINS IN THE ENVIRONMENT AND THE BODY OF ANIMALS NEAR LANDFILL: TO THE METHODOLOGY OF PUBLIC HEALTH RISK EVALUATION

Full Text

К группе диоксинов относят полихлорированные соединения дибензо-п-диоксинов (включая самый токсичный для животных конгенер - 2,3,7,8-тетрахлордибензо-п-диоксин - ТХДД), дибензофуранов и бифенилов. Загрязнение этими веществами сред городских и сельских поселений может быть следствием эксплуатации полигонов твердых отходов производства и потребления (ТО-ПиП) - активных источников образования диоксинов и их эмиссии в окружающую среду. Возможность экспозиции и вредного действия малых доз диоксинов на организмы обитателей биотопов, расположенных вблизи ТОПиП, до сих пор не изучали. Скрининговую оценку объектов обычно выполняют путем сопоставления эмпирических данных с санитарно-гигиеническими или экологическими нормативами, например предельно допустимыми концентрациями (ПДК). В случаях оценки опасности диоксинов, загрязняющих среду, опора только на нормативы не всегда оправдана, т. к. допустимые уровни вредного действия этих веществ для человека и многих видов животных однозначно не определены. Кроме того, современные возможности токсикометрии не позволяют достоверно отразить все особенности присущих этим веществам свойств. В частности, способностей ряда конгенеров диоксинов проявлять «парадоксальную токсичность*» [4], активного влияния природно-климатических факторов на судьбу этих веществ в окружающей среде [1, 13, 18], зависимости проявления токсических свойств от многих внешних, внутренних и временного факторов [7, 8, 11, 24]. В сложившихся обстоятельствах обоснованному решению задач скрининговой оценки могут способствовать экологические показатели, дополняющие санитарно-гигиенические нормативы или альтернативные им. Цель работы - иллюстрация возможности применения экологических показателей для скрининговой оценки загрязнённой диоксинами среды на территориях городских и сельских поселений, расположенных вблизи полигонов ТОПиП (на примере полигона ТОПиП «Саларьево», Новая Москва). Методы Полигон «Саларьево» (ПС, рис. 1А) находится в 3 км от московской кольцевой автодороги, ближайшие населенные пункты - поселения Картмазово и Саларьево (рис. 1Б, В). Создан в 1960-х годах на месте отработанного песчаного карьера (глубина » 3 м), специальные технологии и конструкции при создании ПС не применяли. На занимаемой им территории (» 59 га) захоронено » 15 млн тонн отходов различных классов опасности. В 2007 году полигон был закрыт и частично рекультивирован. Рис. 1. Местоположение полигона ТОПиП «Саларьево» (схема и фото со спутника с сайта Яндекса): А - полигон ТОПиП «Саларьево»; Б - поселение Картмазово; В - поселение Саларьево; Г - пруд в поселении Картмазово, где отобраны донные отложения и отловлены рыбы; Д - лесной участок, где отловлены грызуны, отобраны пробы почв и снега; Е, Ж - участки отбора проб почв Саларьево-1 и Саларьево-2 * В определенном диапазоне испытываемых доз по мере их увеличения частота встречаемости токсических эффектов достоверно снижается, а затем вновь возрастает; зависимость «доза - эффект» принимает нелинейный вид, который не поддается анализу традиционными методами токсикометрии. 10 Экология человека 2017.10 Окружающая среда Объектами исследований выбраны водный (пруд) и наземный природные биотопы вблизи ПС, примыкающие к поселению городского типа Картмазово. Выявленные ранее в почвах санитарной зоны ПС (до 500 м от границ тела полигона, рис. 1Е, Ж) высокие концентрации диоксинов [23] рассматривали как задел для настоящих исследований. Ближайшие к полигону сохранные участки лесных экосистем были найдены на удалении » 1,5 км от ПС на окраине поселения. Площадь водного зеркала пруда (рис. 1Г) составляет » 250 м2, его максимальная глубина » 3 м, дно илистое, водными растениями заселено незначительно. Видимых отличий от других прудов южного крыла Московского артезианского бассейна, расположенных в радиусе до 1,5 км, не отмечено. Искусственного зарыбления водоема не выявлено, поэтому всю отловленную рыбу рассматривали как коренных обитателей пруда. Наземная экосистема (рис. 1Д) представлена смешанным лесом с преобладанием мелколиственных пород (береза, осина); из хвойных деревьев присутствует ель, реже сосна. Обширно представлены подрост и кустарниковый ярус (бересклет, малина и др.), в примыкающих к ручью травянистых сообществах доминируют крапива и рогоз. На территориях выбранных биотопов отобраны образцы снега (n = 6), почв (n = 5), донных отложений (n = 4), а также отловлены животные-обитатели: серебряный карась (Carassius auratusgibelio, n = 52); мышевидные грызуны (малая лесная мышь Sylvaemus uralensis, n = 6 и рыжая полевка Clethrionomys glareolus, n = 2). Пробы почв, донных отложений и биоматериал (рыбы и мышевидные грызуны) собраны в 2014, пробы снега - в 2016 году. Пробы почвы из поверхностного слоя (5-15 см, » 0,5 кг) отбирали методом «конверта» (ГОСТ 17.4.4.02-84) на 5 площадках с длиной стороны квадрата 2 м. Полученные 5 образцов смешивали, рассматривая как одну матрицу. Донные отложения отобраны на расстоянии 1-3 м от обреза воды на глубине 0,5-1,0 м с помощью специального черпака. Пробы снега получены в конце зимнего периода (ГОСТ 17.1.5.05-85) на месте ранее отобранных и проанализированных почвенных образцов. На всю глубину снежного покрова методом конверта в банки объёмом 1,5 л были отобраны пробы снега, из которых для химического анализа была составлена одна объединённая проба. Снег рассматривали как естественный накопитель аэрозольных загрязняющих веществ воздуха, переносящий эти вещества на территории региона; почвы и донные отложения - как среды, для которых ПДК диоксинов юридически закреплены. Рыбу отлавливали сачком Киналева (неизбирательное орудие лова). У каждой особи определяли возраст (по числу годовых колец на чешуе), полную (от кончика рыла до конца хвостового стебля) и промысловую (от кончика рыла до конца чешуйчатого покрова) длину тела, вес порки (без внутренних органов) и коэффициент упитанности по Кларк (Q = q х 100 / l3, где Q - коэффициент упитанности, q - вес порки в граммах, l - промысловая длина, см). У части выборки (6 особей) анализировали кариопатологические изменения в эритроцитах. Частоту встречаемости у особи клеток с нарушениями определяли поштучно, подсчитывая по 2 000 эритроцитов под иммерсионным объективом. Проба для химического анализа была приготовлена из всей отловленной рыбы (n = 52). У всех отловленных особей малой лесной мыши и рыжей полевки из костного мозга были приготовлены препараты митотических метафазных хромосом по стандартной методике. На хромосомных препаратах рыжей полевки провели тотальный анализ клеток (n = 1 000) на всех стадиях митоза с учетом ка-риопатологии. На препаратах малой лесной мыши анализировали клетки (n = 100) на стадии метафазы с сохранной цитоплазматической подложкой и минимумом наложений хромосом. Учитывали анеуплоидию, полиплоидию, хромосомные фрагменты и аберрации. Анализ выполнен как с кариотипированием, так и без такового. Для химического анализа была приготовлена проба из всех отловленных особей (n = 8). Содержание приоритетных конгенеров ПХДД и ПХДФ определяли в образцах из матриц почв, донных отложений, тканей животных методом хромато-масс-спектрометрии высокого разрешения силами специалистов лаборатории аналитической экотоксикологии Института проблем экологии и эволюции им. А.Н. Северцова РАН (аттестат аккредитации № РОСС RU. 0001.511136) и Центра безопасности биосистем биофака Московского государственного университета им. М.В. Ломоносова. Показателями токсичности анализируемых конгенеров служили концентрации ТХДД и параметры так называемого «коэффициента эквивалентной токсичности» (WHO-TEQ98). Коэффициент биоаккумуляции рассчитывали как отношение параметров WHO-TEQ98 в тканях обследованных животных к таковому в средах из мест их обитания. Статистическая обработка данных выполнена методами непараметрического анализа с использованием критериев Фишера, Хи-квадрат, Манна - Уитни, Шапиро - Уилка, а также пробит-анализа [17]. Результаты Химические показатели, отражающие экотокси-кологическую ситуацию в местах обитания изучаемых видов животных, представлены в таблице. В образцах почвы суммарные значения WHO-TEQ98 после перевода в международный эквивалент токсичности (I-TEQ) почти в 38 раз превысили значения ПДК (I-TEQ для почв = 0,33 нг/кг). По убывающему градиенту этого показателя среды располагались: почвы > снег > донные отложения. Все среды содержали ТХДД. По загрязнению ТХДД порядок расположения сред стал иным: почвы > донные отложения > снег. При этом концентрации ТХДД в донных отложениях в 2 раза превышали уровень его содержания в пробах снега (0,7 пг/г против 0,3 пг/г), тогда как 11 Окружающая среда Экология человека 2017.10 Современные уровни содержания диоксинов в средах и тканях животных из окрестностей полигона «Саларьево» (пос. Картмазово) и загрязненных диоксинами территорий Вьетнама (средние значения для проб из Вьетнама рассчитаны пробит-методом) Объект исследований Концентрации диоксинов, пг/г ТХДД WHO- TEQgg Снег п. Картмазово 0,3 4,56 Почвы п. Картмазово 4,8 14,5 Вьетнам 0,4 (0,3-0,5) 0,9 (0,g-1,2) Донные отложения п. Картмазово 0,7 3,6 Вьетнам 0,2 (0,1-0,4) 1,1 (0,g-1,4) Ткани рыб п. Картмазово 0,2 1,1 Вьетнам 0,06 (0,04-0,1) 0,3 (0,2-0,4) Ткани мышевидных грызунов п. Картмазово 0,1 3,0 Вьетнам Данных нет Данных нет Ткани челове ка Сыворотка крови, n=23 Вьетнам 0,01 (0,003-0,02) 0,2 (0,3-0,8) плацента, n=10 0,02 (0,01-0,04) 0,1 (0,08-0,2) Грудное молоко, n=13 0,06 (0,05-0,08) 0,4 (0,3-0,8) по показателю WHO-TEQgg различия между этими средами были небольшими (3,6 пг/г против 4,6 пг/г) (см. таблицу). Профили конгенеров диоксинов в пробах почв, снега и донных отложений между собой, а также относительно ранее исследованных почвенных проб «Саларьево 1» и Саларьево 2», сопоставимы (рис. 2). Обнаружены высокие уровни содержания этих веществ в тканях рыб и мышевидных грызунов (см. таблицу). Коэффициент биоаккумуляции ТХДД организмом грызунов составил » 0,02, рыб » 0,3. Различия значений этого коэффициента у грызунов и рыб для WHO-TEQgg оказались менее существенными (0,2 и 0,3 соответственно), свидетельствуя о более высоких концентрациях высокозамещенных конгенеров в пробах (см. рис. 2). Биологические показатели. Цитогенетический анализ эритроцитов карасей продемонстрировал присутствие клеток с микроядрами (» 0,3 %), разрыхлением хроматина, вакуолями и другими аномалиями ядра (до 3 % клеток). Нарушения развития карасей проявились морфологическими аномалиями строения и изменениями морфометрических показателей. У трех из 39 отловленных сеголеток (рыбы данного года рождения) обнаружена редукция жаберной крышки. У одной особи эта аномалия сочеталась с изменением строения передней части головы (так называемая «мопсовидная голова»). У двухлеток морфологических аномалий строения не выявлено. По-видимому, молодь с аномалиями строения не доживает до следующего года. В целом морфологические аномалии редко встречаются в отсутствие неблагоприятных факторов различной природы [10]. Наглядным свидетельством нарушения развития карасей стала выраженная мозаичность значений коэффициента упитанности (от 0,82 до 2,71). Особи с очень низким его уровнем (Q < 1,5) отмечены среди сеголеток в 15 % случаев, а среди двухлетних рыб - в 56 % случаев. У мышевидных грызунов обнаружены цитогене -тические отклонения в клетках костного мозга. Так, у особей рыжей полевки около 10 % клеток имели темноокрашенное пикнотичное и/или фрагментированное ядро. При анализе ядер на стадии метафазы у малых лесных мышей суммарная доля клеток с анеуплоидией и аберрациями отдельных хромосом оказалась около 7 %, что превышает референсные значения этого показателя для природных популяций [2], кроме того, обнаружены единичные полиплоидные клетки. Рис. 2. Профили конгенеров диоксинов и фуранов в образцах проб различных сред из окрестностей полигона ТОПиП «Саларьево» 12 Экология человека 2017.10 Окружающая среда Обсуждение результатов Механизмы и закономерности проявлений токсичности химических веществ традиционно разрабатывают в опытах на лабораторных животных. Между тем опасность (вероятность проявления химическим веществом своих токсических свойств в определенных условиях) этих веществ для индивидуумов и/или особей из популяций, живущих на загрязненных территориях, достоверно отражают токсические эффекты во взаимосвязи с показателями судьбы этих веществ в окружающей среде. Именно поэтому методологической основой изучения и оценки экотоксикологической ситуации в окрестностях ПС стал анализ животных из природных биотопов. Теоретическое обоснование такого подхода представлено в «Концепции индивидуального риска в экотоксиологии» [14] и ключевых положениях «Концепции здоровья среды» [3]. Полученные результаты наглядно иллюстрируют значимость использованных экологических показателей для скрининговой оценки риска для здоровья населения малых доз диоксинов, загрязняющих среду вблизи полигонов ТОПиП. Появление диоксинов в тканях организмов из популяций, занимающих загрязненные этими веществами территории, свидетельствует о реальной опасности для здоровья и развития [6, 25]. При этом закономерности проникновения диоксинов из окружающей среды в организм определяют локальные особенности экотоксикокинетики этих веществ и связанный с ней временной фактор [11, 15]. В наших исследованиях промежутки времени, прошедшие с начала эксплуатации ПС (первая половина 1960-х) и применения армией США во Вьетнаме содержащей диоксин рецептуры «Оранжевый агент» (1962-1971), оказались практически одинаковыми. Это совпадение позволило предположить сходную направленность векторов перераспределения диоксинов между средами, а также поступления их в организмы. В почвах, донных отложениях и тканях рыб вблизи ПС уровни ТХДД и значения WHO-TEQgg были существенно выше, чем в современных пробах из Вьетнама. При этом показатели биоаккумуляции для обследованных видов животных из России и Вьетнама оказались сопоставимыми (см. таблицу) [5, 9]. Выявленные нарушения развития рыб и изменения цитогенетического гомеостаза у рыб и мышевидных грызунов свидетельствуют о неблагоприятных воздействиях условий их обитания, и в первую очередь присутствия диоксинов [19, 21]. Отметим сопоставимую направленность патологических процессов и изменений состояний, диагностированных у животных и населения загрязненных диоксинами территорий Вьетнама [9, 22]. Так, у живущих на территориях экоцида детей выявлено повышение частоты встречаемости врожденных морфогенетических вариантов, а также прирост уровня клеточных нарушений, сопровождаемый дисбалансом процессов пролиферации и гибели клеток [9]. У взрослого населения этих территорий в ответ на хроническое воздействие малых доз диоксинов диагностированы изменения метаболических реакций, функциональные нарушения репродукции [9, 11], усиление клеточных эффектов при дополнительных нагрузках [22]. Сходные процессы задержки развития органов репродуктивной системы зафиксированы у мальчиков из г. Чапаевск [20]. Выявление диоксинов в тканях животных из окрестностей ПС, с учетом данных биологических показателей и наших сведений об эффектах вредного действия малых доз диоксинов на здоровье населения Вьетнама, позволяет рассматривать состояние среды на территориях, прилегающих к ПС и пос. Картмазово, как потенциально опасное «в отношении максимально экспонируемого индивида» [12]. Хронические условия экспозиции малыми дозами в течение длительного времени предполагают обязательный учет вероятности развития угрозы жизни и здоровью не только для половозрелых индивидуумов, но и будущих поколений. Даже спустя » 40 лет после войны во Вьетнаме у женщин из загрязненных диоксинами районов эти загрязнители находят в крови, плаценте и грудном молоке [16]. Опасность передачи накопленных матерью диоксинов в полной мере еще не оценена. В то же время экспозиция клеток диоксинами на стадии активной пролиферации может демонстрировать проявления их токсичности на уровне активности эндогенных гормонов [19]. Мы предполагаем, что практическая и теоретическая значимость наших исследований связана с разработкой качественно новых способов обоснованного решения локальных проблем экологической безопасности, включая территории вблизи полигонов ТОПиП.

About the authors

V S Roumak

A.N. Severtsov Institute of Ecology and Evolution of Russian Academy of Sciences; M.V. Lomonosov Moscow State University

Email: roumak@mail.ru

N V Umnova

A.N. Severtsov Institute of Ecology and Evolution of Russian Academy of Sciences

E S Levenkova

A.N. Severtsov Institute of Ecology and Evolution of Russian Academy of Sciences

K A Turbabina

A.N. Severtsov Institute of Ecology and Evolution of Russian Academy of Sciences; M.V. Lomonosov Moscow State University

E A Pivovarov

M.V. Lomonosov Moscow State University

A A Shelepchikov

A.N. Severtsov Institute of Ecology and Evolution of Russian Academy of Sciences

S D Pavlov

M.V. Lomonosov Moscow State University

References

Supplementary files