Биохимические эффекты накопления ртути у рыб

Монография включает обзор результатов собственных исследований и имеющихся в мировой и отечественной литературе данных о биохимических механизмах ответной реакции клеточного метаболизма рыб при воздействии ртути, которая, как известно, занимает особое место среди тяжелых металлов в силу высокой токсичности и не является жизненно необходимой для организма. В работе рассматриваются вопросы биохимической индикации состояния рыб при воздействии ртути в сочетании с ацидностью и гумифицированностью водоема, а также в условиях аквариальных экспериментов. Материалы монографии могут быть использованы при чтении курса лекций по экологической биохимии в вузах.
Для исследователей, работающих в области ихтиологии, гидробиологии, экологии, биохимии, в том числе для преподавателей высшей школы, аспирантов и студентов биологических специальностей

Введение
Известно, что каждое химическое соединение, находящееся в среде обитания живых организмов, особенно в водных, рано или поздно попадает в них, включается в метаболизм и, так или иначе влияет на порядок течения биохимических процессов. Процессы приспособляемости к токсикантам разнообразны, они направлены на сохранение жизни особи и проявляются в изменениях биохимических, биофизических, физиологических, поведенческих и других показателей. Изучение изменчивости таких показателей только на уровне особи оказывается недостаточным (Строганов, 1983). Проблема биоиндикации химических воздействий на наземные и водные экосистемы включает исследования на различных уровнях организации, в том числе биохимическом и молекулярном (Остроумов, 1986; Павлов и др., 1994; Хочачка, Сомеро, 1977, 1988; Озернюк, 1992, 2003; Немова, Высоцкая, 2004; Shulman, Love, 1999). Изучению структуры и функций жизненно важных макромолекул клетки в норме и патологии посвящено множество работ в области биохимии, биоорганической химии, химии природных соединений и молекулярной биологии. Рассматривая два организма на молекулярном уровне, принадлежащих к одному семейству или отряду, а иногда и к разным таксонам, обнаруживают больше сходства, чем различий. Даже у близкородственных видов заметные отличия обнаруживаются только при переходе на более высокие уровни организации (ткань, органы, организм) (Бурдин, 1985). Биохимические методы позволяют регистрировать изменения в обмене веществ, наступающие, как правило, до появления видимых отклонений от нормы и дают возможность определять пределы адаптивных возможностей, фазу воздействия (адаптация, предпатология, патология) и на основании этого судить о степени устойчивости и чувствительности организмов (Немова, Высоцкая, 2004).
Среди факторов, воздействующих на живые организмы, тяжелые металлы занимают особое место, так как они представляют собой наиболее широко распространенные токсиканты для многих форм жизни. Токсичность тяжелых металлов тесно связана с их физико-химическими свойствами, электронной конфигурацией, ионизацией, электроотрицательностью, величиной окислительно-восстановительного потенциала, сродством к различным химическим и функциональным группам и т.д. (Дмитриева и др., 2002). Им свойственна высокая биологическая активность, способность задерживаться в организме, распространенность и легкость переноса в окружающей среде. Поступление тяжелых металлов в наземные и водные экосистемы происходит как в результате естественных процессов, так и в результате антропогенных выбросов. Степень экологического воздействия тяжелых металлов определяется, в первую очередь, характером соединений, в которые они входят. После поступления в окружающую среду они подвергаются различным превращениям с изменением валентности и растворимости. Например, металлургические предприятия, тепло- и электростанции выбрасывают тяжелые металлы преимущественно в нерастворимой форме, однако в ходе атмосферного переноса происходит постепенное их выщелачивание из минеральной матрицы аэрозольных частиц и переход в ионную, водорастворимую форму (Исидоров, 1997).
Местами сосредоточения металлов в организме служат многие жизненно важные органы. Существенно, что металлы и их соединения в небольших количествах играют огромную роль в жизнедеятельности всех организмов, входя в состав тканей, ферментов и коферментов, они определяют их физиологические функции, а также являются регуляторами многих биохимических процессов. Металлы проникают в живую клетку в виде катионов, и поглощение их строго регулируется, поскольку в больших количествах многие тяжелые металлы токсичны. Лишь в крайне редких случаях избыток какого-либо металла может восполнить ущерб, вызванный недостатком другого. Наоборот, этот избыток часто только усугубляет вред, обусловленный такого рода недостаточностью (Мецлер, 1980).
Биологические особенности тяжелых металлов рассматриваются по трем наиболее важным критериям:
- способность образовывать обратимые, комплексные и хелатные соединения с органическими лигандами;
- возможность образования металлорганических соединений;
- потенциал для участия в окислительно-восстановительных процессах.
Загрязнение водоемов тяжелыми металлами, такими как ртуть, кадмий, свинец, стронций, никель, алюминий и другими -один из самых распространенных видов антропогенного воздействия (Лукьяненко, 1983; Флеров, 1983, 1989; Исидоров, 1997; Arctic Pollution, 2002). Патологические изменения, возникающие на уровне макромолекул и органоидов клетки, в результате воздействия тяжелых металлов на живые организмы, могут передаваться по цепочке до самых "высоких" структур организации живого: популяций и целых биогеоценозов, поэтому возникает потребность понимания природных механизмов защиты против повреждающих агентов (Мур, 1987).
Существенное влияние на динамику транспорта, распределения и выведения некоторых важных катионов металлов в живом организме оказывают комплексные или хелатные соединения. Возникшие ковалентные связи между катионом металла и атомом углерода обычно существенно модифицируют биологические особенности металла (Clarkson, 1977). Исследованиями, выполненными на водных организмах, убедительно показано, что содержание металлов в гидробионтах - величина переменная, зависящая от ряда факторов, таких как потребность в них самого организма, интенсивность метаболизма и питания, пищевой спектр, форма нахождения элементов в среде и др. (Воробьев, Самилкин, 1980). Установлены также сезонные и видовые различия в содержании тяжелых металлов у целого ряда рыб (салака, корюшйа, килька, сырть, сиг, речная камбала, язь, треска, судак, окунь, щука, речная минога). Сезонные изменения концентраций металлов в рыбе имеют место как в организме в целом, так и в отдельных органах, в которых они даже более выражены (Сейсу-ма и др., 1984). Кроме того, потребность рыб в том или ином химическом элементе и его биологическое действие могут существенно изменяться на разных стадиях развития организма, в зависимости от его физиологического состояния и наличия других элементов (Патин, Морозов, 1981).
Особое место в ряду микроэлементов занимает ртуть, обладающая уникальными экогеохимическими и экотоксикологическими свойствами, обусловленными ее вездесущностью, разнообразием форм существования, повышенной возможностью распределения и биопереноса в окружающей среде, а также широким и разносторонним спектром негативных воздействий на организмы и их популяции. Ртуть, как известно, занимает особое место среди тяжелых металлов в силу высокой токсичности и не является жизненно необходимой для организма. Интенсивность "ртутного пресса" на биосферу с каждым годом возрастает из-за активного практического использования ртути и ее соединений и расширения путей их поступления в окружающую среду. Обмен неорганической ртути в природных экосистемах включает взаимные потоки между атмосферой, почвой и водоемом. Постоянным источником неорганической ртути в этом цикле является ртуть, входящая в состав основных почвообразующих пород, главным образом в виде различных сульфидных модификаций. Соединения этого типа обладают низкой растворимостью, однако в почвенных условиях в присутствии кислорода и влаги возможно их окисление до ионной формы (Безель и др., 1983).
Ртуть - серебристо-белый металл, обладающий низкой температурой плавления (-38,86 °С), поэтому при комнатной температуре он находится в жидком состоянии. Температура кипения ртути сравнительно низка, что определяет опасно высокие концентрации паров при ее проливах. Ртуть в окружающей среде находится в состояниях, различающихся степенью окисления, и существует в виде различных форм:
- элементная ртуть - электронейтральные атомы ртути. При комнатной температуре элементная ртуть представляет собой жидкость, которая при испарении образует газообразный окисел ртути (HgO), легко распространяющийся в воздухе. Элементная ртуть не очень токсична, но легко попадает в организм при вдыхании воздуха;
- химически активная ртуть - двухвалентный катион (Hg2+), который легко реагирует с другими молекулами и очень быстро выпадает из воздуха;
- метилртуть и родственные соединения - ртуть, соединяющаяся с метиловыми группами с образованием новых молекул. Связь углерода и ртути устойчива. Сильные минеральные кислоты разрывают эту связь с образованием неорганических соединений. Некоторые микроорганизмы способны превращать неорганическую ртуть в метилртуть - токсичную форму, для которой характерно бионакопление;
- сорбированная ртуть - молекулы ртути, связанные с почвой, донными отложениями или аэрозольными частицами. Сорбированная ртуть (Hgc), как правило, не является биодоступной (Arctic Pollution, 2002).
Ртуть образует соли в двух ионных состояниях: одновалентная ртуть (I) и двухвалентная (П). Соли двухвалентной ртути встречаются значительно чаще, чем соли одновалентной (Иванова и др., 1991). Ионы двухвалентной ртути образуют много устойчивых комплексов с биологически важными молекулами. Химическое сродство ртути (I) и ее одновалентных алкшгртутных катионов к ряду лигандов биологического происхождения является очень сильным.
Основным природным источником ртути служит общая дегазация земной коры и океана. Вулканы (по разным оценкам) поставляют в атмосферу от 30 до 3000 тонн ртути в год. Ртуть может высвобождаться в ходе горных разработок и последующего использования в различных видах продукции, либо при сжигании ископаемых видов топлива. В 1995 г. в атмосферный воздух поступило 2240 тонн ртути, причем 2/3 этих выбросов приходится на сжигание ископаемого топлива. Половину эмиссии ртути дает Азиатский регион (Arctic Pollution, 2002). Основные антропогенные источники поступления ртути представлены на рис. I.
К ним относятся: металлургические предприятия; предприятия, сжигающие органическое топливо; предприятия, использующие ртуть в технологических целях, электролизные процессы для производства хлора и каустика и расположенные территориально рядом с потребителями - производителями целлюлозно-бумажной продукции. Этот источник загрязнения весьма существенен для Балтийского моря. Источниками выбросов ртути также являются приборостроительные предприятия, фунгициды, применяемые в сельском хозяйстве (гранозан), диффузное загрязнение и т.д.
Выпавшая ртуть может испаряться и повторно поступать в окружающую среду. Количественно оценить и отличить ртуть от природных источников и ртуть от вторичной эмиссии достаточно сложно. Например, ртуть, выброшенная электростанциями, работающими на угле, во время лесного пожара может вновь поступить в атмосферный воздух. Однако в глобальном масштабе вклад природных источников можно считать сравнимым с выбросами антропогенных источников. Приблизительно 3/4 выбросов ртути в атмосферу - это элементная газообразная ртуть, примерно 1/5 - химически активная ртуть, а остальное - ртуть, связанная с аэрозольными частицами, такими как сажа. В любое время в мире присутствует примерно 5000 тонн ртути. Длительное пребывание ртути в атмосфере в течение 1-2 лет способствует ее распространению по всему северному полушарию (Arctic Pollution, 2002; Mercury Study Report..., 1997).
Наиболее интенсивное загрязнение ртутью наземных экосистем и начало ее накопления в пищевых цепях пришлось на 1940 г., когда для протравливания посевного материала стали использовать ртутьсодержащие фунгицидные препараты. После 1940 г. в Швеции для этих целей длительное время применяли ме-тилртутьцианамид, причем концентрация ртути в семенах достигала 15-20 мкг/кг. В Дании для этого использовали фенилртуть, а в Финляндии - алкоксиалкилаты ртути. В результате произошли большие потери среди зерноядных (куропатки, фазаны, овсянки), а затем хищных (совы, филины, пустельги, ястребы и др.) птиц. Другие пути попадания Hg в искусственные наземные экосистемы (агроценозы) связаны с использованием ила из очистных сооружений в качестве удобрения, а также рыбной муки для добавки в корм скоту (Исидоров, 1997).
Действие ртути на здоровье человека выражается в развитии эретизма, тремора, гингивита, т.е. речь идет о нейротоксических эффектах. Кроме того, наблюдали изменения в функции почек, иммунной системы (аутоиммунные и аллергические эффекты), чувствительности к инфекциям. Наиболее чувствительными является эмбриональный и ранний постнатальный периоды жизни (Clarkson, 1997). Основным источником поступления метилртути (наиболее опасной формы ртути) в организм человека является рыба. Очевидно, что проблема аккумуляции ртути в биоте водоемов требует изучения возможных механизмов ее воздействий. Степень опасности зависит от эффективности защитных и восстановительных механизмов. О них можно судить по изменениям клеточного метаболизма - по реактивности определенных биохимических параметров с участием ферментных систем. Задача своевременного выявления повреждений при ртутной интоксикации, разработка эффективных мер защиты организма от ее воздействия особенно актуальна в нынешнее время, когда экологическая ситуация в различных регионах продолжает ухудшаться, а количество ртути и ее производных в окружающей среде нарастать (Clarkson, 1977).
К сожалению, в России мало проведено исследований по накоплению ртути в рыбах и экосистемах водоемов в целом, не говоря уже об изучении механизмов клеточного ответа водных организмов на эти факторы. Следует отметить, что даже при содержании ртути в рыбе на уровне ПДК, ее потребление наносит вред здоровью человека. Негативный эффект воздействий малых доз этого металла на живые организмы неоднократно подтвержден в научной литературе