book ‘Biological effects of surfactants on organisms’2001.Chapter 1.Man-made effects and synthetic surfactants as chemicals that pollute aquatic ecosystems.

Man-made effects and synthetic surfactants as chemicals that pollute aquatic ecosystems.
S.A.Ostroumov
This is the text of Chapter 1 of the book ‘Biological effects of surfactants on organisms’, published in Russian by S.A.Ostroumov (MAX Press, Moscow, 2001; 334 pages in toto). In this book, Chapter 1 is on pages 5-36.
Ниже дается текст Главы 1 из книги «Биологические эффекты при воздействии поверхностно-активных веществ на организм» (Москва, МАКС-Пресс, 2001, 334 c. [это общее число страниц в книге], С.А.Остроумов).
В книге эта глава занимает страницы 5-36.

Глава 1. Антропогенные воздействия и СПАВ как вещества, загрязняющие водные экосистемы (Man-made effects and synthetic surfactants as chemicals that pollute aquatic ecosystems). [Текст главы]:

Глава 1. Антропогенные воздействия и СПАВ как вещества, загрязняющие водные экосистемы
1.1. Проблема критериев и приоритетов при оценке опасности воздействия на водную биоту. Состояние водных экосистем отражает общее состояние биосферы. Ситуация в биосфере, подвергающейся антропогенному воздействию, была охарактеризована как “медленный взрыв” (Федоров, 1987). Проявлением этого “медленного взрыва” является глобальное изменение биосферы и климатической системы Земли (World Resources 1990-1991; Израэль и др., 1992). Это изменение может быть связано с нарушениями водных и наземных экосистем, которые участвуют в формировании и регуляции биогеохимических и энергетических потоков в биосфере (Федоров, 1987; 1992; Абакумов, 1993; Кузнецов, 1993; Лосев и др., 1993; Горшков, 1997; Lovelock, Kump, 1994; Lovelock, 1995). Существующие тенденции в нарастании антропогенных изменений в экосистемах неблагоприятны для сохранения биоразнообразия и создают опасность возникновение аварийных и чрезвычайных ситуаций (Израэль и др., 1992; Кондрашева, Кобак, 1996; Edgerton, 1991; Gore, 1992; Choucri, 1993). Неблагоприятные для водных и наземных экосистем прогнозируемые события произойдут в пределах жизни уже существующего поколения людей - удвоение содержания СО2 в атмосфере по сравнению с доиндустриальным уровнем должно произойти в середине или второй трети наступающего столетия (Кондрашева, Кобак, 1996; World Resources 1990-1991; Edgerton, 1991; Gore, 1992; Choucri, 1993), т. е. в течение жизни недавно родившегося поколения людей. Торможения скорости подъема уровня СО2 в атмосфере не наблюдается.
Опасные для биоразнообразия гидробионтов тенденции антропогенных изменений анализировались во многих работах (Федоров, 1974,1977,1980, 1992; Остроумов, 1981; 1984; 1986а,б; 1989; Яблоков, Остроумов, 1983; 1985; Yablokov, Ostroumov, 1991; Веницианов, 1992; Хубларян, 1992; Шикломанов, 1992; Яковлев и др., 1992; Лосев и др., 1993; Моисеенко, 1999).
В 1996 г утверждена Концепция перехода Российской Федерации к устойчивому развитию, которая стала документом, который должен приниматься во внимание Правительством при разработке программ социально-экономического развития, подготовке нормативных правовых актов, принятии решений (Указ Президента РФ № 440, 1996). Концепция была разработана и поднята до ранга обязательной концептуальной базы для принятия решений на высшем в России уровне во многом благодаря новому шагу в развитии международного сообщества, которым стала Конференция ООН по окружающей среде и развитию (Рио-де-Жанейро, 1992) и принятые на ней программные документы.
В Концепции отмечено, что “цивилизация, используя огромное количество технологий, разрушающих экосистемы, не предложила, по сути, ничего, что могло бы заменить регулирующие механизмы биосферы”; подчеркнута важность “естественного биотического механизма регуляции окружающей среды”. Идеи и предложения, выдвинутые экспертами (Веницианов, 1992; Хубларян, 1992; Федоров, 1992; Шикломанов, 1992; Яковлев и др., 1992; Лосев и др., 1993; Моисеенко, 1999) в области изучения и сохранения водных экосистем, которые служат водными ресурсами для нашей страны, находятся в русле этой Концепции.
Для оптимизации отношений человека и биосферы необходимо минимизировать вредные воздействия химического загрязнения на гидробионты. “Основным свойством, определяющим “качество” загрязнителей, может считаться их вредность, определяемая по отношению к человеку, отдельным сельскохозяйственным организмам (растениям и животным), биотической компоненте экосистемы или биосфере в целом. Иными словами, вредность рассматривается как свойство загрязнителей вызывать нежелательные, опасные или губительные изменения в живом” (Федоров, 1980, стр. 26). При анализе экологической опасности, создаваемой загрязнением среды, акцентировалась опасность нарушения сбалансированности экологических процессов и устойчивости экосистем (Федоров, 1992). Анализ опасности загрязняющих водоемы веществ и ксенобиотиков, важных особенностей воздействия химических веществ на гидробионты и другие организмы проведен в работах (Строганов, 1976 а,б; 1979; 1981; Патин, 1979; 1997; Абакумов, 1980; Лукьяненко, 1983; Алабастер, Ллойд, 1984; Израэль, 1984; Филенко, 1988; Флеров, 1989; Малахов, Медведева, 1991; Безель и др., 1994; Криволуцкий, 1994, и др.).
На пути прогресса в понимании воздействия химических веществ на водные экосистемы имеются существенные концептуальные проблемы.
Среди принципиально важных вопросов, на которые пока нет достаточно четкого ответа, следующие. Что такое экологическая опасность вещества? Какие аспекты воздействия химических веществ на водную биоту считать наиболее важными? Как систематизировать и ранжировать приоритеты среди многообразия биотических нарушений, вызываемых антропогенными веществами? Не случаен тот факт, что на сегодняшний день общепринятой или утвержденной в нормативном порядке методики определения экологического риска, создаваемого химическим загрязнением, в РФ не существует (Криволуцкий, 1994). С целью найти систематизированные, экологически обоснованные подходы была разработана концепция анализа антропогенных воздействий на живую природу в соответствии с уровнями организации живых систем (Яблоков, Остроумов, 1983; 1985; Yablokov, Ostroumov, 1991), поддержанная другими авторами (напр., Лавренко, 1984; Гиляров, 1985).
Среди важных аспектов проблемы - необходимость анализа экосистемных последствий воздействия ксенобиотиков на гидробионты (Патин, 1979; Федоров, 1980; Остроумов, 1984; 1986 а; Филенко, 1988; Корте и др., 1997), расширения и совершенствования методического арсенала биотестирования (Филенко, 1988; Флеров, 1989), а также необходимость более детального изучения биологической активности некоторых больших групп веществ, ранее недостаточно исследованных - в том числе СПАВ.
1.2. Экологическая опасность и экосистемные последствия воздействия антропогенных веществ на гидробионты. В странах Европейского Сообщества (ЕС) действует система оценки опасности химических веществ, основанная на трех критериях: (1) острая токсичность (по ЛК50) для трех групп организмов (водоросли, дафнии, рыбы), (2) подверженность вещства к биоразрушению микроорганизмами; (3) способность вещества к бионакоплению (биоаккумуляяции) (De Bruijn, Struijs, 1997). Вещество считается малоопасным или неопасным, если у него низкая токсичность (высокие значения ЛК50 для указанных организмов), высокая подверженность к разрушению (окислению) микроорганизмами, отсутствует биоаккумуляция или коэффициент биоаккумуляции меньше 1000. Хотя каждый их этих критериев имеет свои достоинства, сама концепция оценки опасности на основе этой триады представляется уязвимой для критики именно с гидробиологических позиций. Некоторые из критических замечаний таковы: (1) эта концепция недоучитывает возможность наличия низкой величины ЛК50 для других организмов; (2) наличие способности к быстрому разрушению (окислению) микроорганизмами не гарантирует экологической безопасности, ибо процесс быстрого окисления сопровождается быстрым поглощением кислорода из воды, что чревато созданием гипоксии, нежелательной для других дышащих кислородом гидробионтов; (3) бионакопление не является обязательной предпосылкой для проявления негативного воздействия, ибо могут иметь место воздействия вещества на рецепторы организма, для чего не требуется проникновение вещества в ткани и клетки организма. Таким образом, существует необходимость дальнейшего концептуального поиска подходов и приоритетов для оценки опасности веществ для водной биоты.
Проблема того, на основе каких критериев следует оценивать опасность воздействия антропогенных веществ на экосистемном уровне организации живых систем, пока окончательно не решена (Строганов, 1976 а,б; Абакумов, 1979; 1985; Яблоков, Остроумов, 1983; 1985; Филенко, 1988; Криволуцкий, Покаржевский, 1990; Yablokov, Ostroumov, 1991; Безель и др., 1994; Криволуцкий, 1994; Корте и др., 1997; и др.).
Выделяются две группы оценок состояния экологических систем (Федоров, 1980). Первая группа оценок - интегральные показатели, характеризующие некий итог к моменту регистрации - такие, как биомасса, число видов, соотношение численностей, а также рассчитанные на их основе разнообразные индексы видового богатства, разнообразия и эквитабильности (выровненности), относительного обилия, доминирования и др. (Федоров, 1980, стр. 32). Вторая группа оценок - показатели, которые могут быть выражены производной по времени, т.е. как скорость изменения некоторой функции - такие, как показатели продуктивности, дыхания, ассимиляции веществ (Федоров, 1980, стр. 33).
Продолжает разрабатываться вопрос о том, как выявить, охарактеризовать и ранжировать антропогенные изменения в экосистемах, особенно под воздействием загрязнения. Переход популяции и экосистемы от одного режима динамики к другому может происходить при незначительных изменениях антропогенного воздействия на популяцию (Большаков и др., 1987). Некоторые из наиболее заметных и поддающихся оценке экосистемных изменений используются в качестве индикаторов нарушения водной экосистемы, а те гидробионты, которые оказываются в фокусе внимания при выявлении и оценке экосистемных нарушений, выступают в качестве индикаторных организмов (например, Винберг и др., 1977; Абакумов, 1983; Ветров, Чугай, 1988; Абакумов, Максимов, 1988; Абакумов, Сущеня, 1991; Будаева, 1991). Разработано несколько систем использования биоиндикаторных организмов и специальных гидробиологических методов.
Для оценки состояния водных экосистем при возрастающих антропогенных нагрузках используются такие методы и подходы, как системы с использованием биотических индексов р. Трент, расширенные биотические индексы, индекс Верно и Таффи, очки Чендлера (Chandler), биотический индекс Чаттера, метод индикаторных организмов Пантле и Букка в модификации Сладечека, система баллов Департамента окружающей среды Великобритании, система Моллера-Пиллота (Moller-Pillot), система Абакумова-Максимова (см. Винберг и др., 1977; Абакумов, 1983; Абакумов, Максимов, 1988; Абакумов, Сущеня, 1991; Будаева, 1991). В системе Вудивисса акцентируется роль организмов, относящихся к таксонам-индикаторам. Такими организмами являются нимфы веснянок, а также тубифициды и личинки хирономид.
Возможно появление новых подходов к оценке антропогенных воздействий на экосистемы с использованием характеристик бентоса. На перспективность этого указывают выявленные изменения зообентоса Черного моря (Заика, 1992), изменения структуры сообщества Беломорского микробентоса (уменьшение доли альгофагов, снижение индекса Шеннона и индекса Маргалефа) (Бурковский и др., 1999) и изменения трофической структуры зообентоса водоемов Фенноскандии (Яковлев, 2000).
Для характеристики антропогенных изменений экосистем - таких, как перестройка структуры и метаболизма биоценозов - предложена концепция экологических модификаций (Абакумов, 1987 а; 1991; Израэль, Абакумов, 1991; Экологические модификации..., 1991). Для общей характеристики состояния экосистем предложены следующие градации (Абакумов, 1987 а; Абакумов, 1991; Экологические модификации..., 1991): 1. Состояние экологического благополучия; 2. Состояние антропогенного экологического напряжения; 3. Элементы экологического регресса; 4. Состояние экологического регресса; 5. Состояние экологического и метаболического регресса. Эти градации состояния экосистем использовались в ряде работ по оценке антропогенного воздействия на экосистемы (например, Гелетин и др., 1991; Израэль, Абакумов, 1991; Замолодчиков, 1993).
Возможны ситуации, когда антропогенные воздействия (слабое загрязнение) могут вызывать некоторый экологический прогресс (усложнение структуры биоценозов, увеличение числа видов, усложнение трофической цепи); предложено называть такую ситуацию состоянием антропогенного возбуждения экосистемы (Абакумов, 1991). В некоторых случаях метаболический прогресс биоценозов (увеличение биоактивности биоценоза, т.е. суммы всех процессов образования и разрушения органического вещества) стимулируется прогрессирующей в условиях антропогенного загрязнения эвтрофикацией водоемов (Абакумов, 1991).
Анализ уникальной информации по результатам гидробиологического мониторинга в 635 пунктах на 378 водных объектах СССР в 1989 году показал, что 35 % обследованных водных объектов находились в состоянии экологического регресса (Абакумов, 1991; Израэль, Абакумов, 1991).
При оценке экологической опасности химических веществ необходимо учитывать многие факторы, в том числе неодинаковую толерантность к антропогенным факторам популяций одного и того же вида, находящихся на определенных стадиях развития (для обозначения конкретных стадий развития популяций предложен термин лохос - Абакумов, 1972; 1985), и неодинаковую толерантность к загрязнителям разных единиц временной структуры биогеоценоза (Абакумов, 1984). Выделяют элементарные единицы временной структуры биогеоценоза - фаланги (Абакумов, 1973; 1985). В этой связи отметим, что предложено и разрабатывается также понятие “сезонных комплексов” организмов (Федоров и др., 1982; Смирнов, 1994).
В работах (Остроумов, 1981; 1984; 1986 а,б; Яблоков, Остроумов 1983; 1985; Jablokov, Ostroumov, 1991; Yablokov, Ostroumov 1991) антропогенные воздействия анализировались по уровням организации живых систем, выделяя: молекулярно-генетический уровень; онтогенетический уровень; популяционно-видовой уровень; биогеоценотически-биосферный уровень.
В отношении антропогенных эффектов на уровне экосистем и биогеоценозов подчеркивались следующие аспекты проблемы (отметим, что порядок перечисления произвольный; многие вопросы не поддаются упрощенной классификации и связаны с антропогенным воздействием на нескольких уровнях организации живых систем): 1. Изменение структуры экосистем/биогеоценозов. 2. Нарушение межвидовых взаимодействий (2.1. Нарушение пищевых связей и других биоценотических связей. 2.2. Нарушение баланса между видами). 3. Нарушение экологических связей в результате разрушения информационных потоков. 4. Уничтожение некоторых типов биогеоценозов и растительного покрова в целом. 5. Перенос веществ по пищевым цепям и биоаккумуляция загрязнений. 6. Перенос токсических веществ мигрантами. 7. Изменение первичной продуктивности. 8. Биотрансформация загрязняющих веществ в биокосных системах (эта проблема одновременно относится и к сфере антропогенных воздействий на молекулярном уровне).
Последний вопрос тесно связан с проблемами самоочищения в водных экосистемах, который рассматривался в связи с проблемами антропогенных воздействий на гидробионты в работах (Федоров, Остроумов, 1984; Остроумов, 1986а; Телитченко, Остроумов, 1990; Jablokov, Ostroumov, 1991; Yablokov, Ostroumov, 1991; Остроумов, Федоров, 1999 и др.). Результаты, дополнительно акцентирующие важность указанных проблем и целесообразность их выделения, получены при изучении действия оловоорганических соединений на мезокосмы (Строганов, 1979; Филенко, 1988) и при анализе воздействия некоторых органических соединений на планктон в экспериментальных водоемах (Schauerte et al., 1982; Lay et al., 1985a,b; см. также Корте и др., 1997). Показано возникновение дисбаланса между некоторыми группами планктона при внесении в водоемы 2,4,6-трихлорфенола (ТХФ) (Schauerte et al., 1982), бензола и 1,2,4-трихлорбензола (Lay et al., 1985a,b), что подчеркивает необходимость внимания к сублетальным эффектам загрязняющих веществ.
Тенденции роста интереса к такой характеристике веществ, как низкая острая токсичность, отмечены в работе (Корте и др., 1997): “Если до этого мы рассматривали лишь эколого-химические свойства агрохимических продуктов,- такие как их устойчивость к биотическим и абиотическим процессам превращения и разложения на фоне производства и применения этих продуктов, то теперь все большее значение будет уделяться таким экотоксикологическим характеристикам, как низкая острая токсичность и обязательное исключение нанесения вреда полезным организмам” (Корте и др., 1997) (выделено нами - С.О.).
В нашей экспериментальной работе выявились заметные эффекты СПАВ на фильтрацию воды двустворчатыми моллюсками (Остроумов и др., 1997 а, б; 1998; Остроумов, Донкин, 1997), что немаловажно в связи со значительным вкладом фильтрации воды гидробионтами в процессы самоочищения в водных экосистемах (например, Константинов, 1979). Другие гидробионты также играют немалую роль в самоочищении воды (например, Константинов, 1979; Ostroumov, 1998; Остроумов, Федоров, 1999).
Необходимо уделить внимание не только констатации антропогенных нарушений, но и выявлению тех нарушенных звеньев, которые особенно важны для сохранения данной экосистемы и предотвращения ее дальнейшего быстрого нарушения. Нарушение самоочищения воды в экосистеме, вызванное воздействием загрязняющих веществ, означает угрозу возникновения положительной обратной связи и раскручивания спирали дальнейшего нарушения и деградации экосистемы. Необходимым этапом на пути познания экосистемных эффектов и экологической роли загрязнящих веществ является накопление знаний о биологических эффектах этих веществ на конкретные виды организмов.
1.3. Биоэффекты веществ и необходимость совершенствования методического арсенала биотестирования. Методические вопросы биотестирования имеют значение для оценки, прогнозирования и предотвращения последствий загрязнения гидросферы (Абакумов и др., 1981; Брагинский и др., 1979, 1983, 1987; Израэль, 1984; Криволуцкий, 1988; Филенко, 1989; Флеров, 1989). Важную роль сыграли работы Н.С. Строганова (Строганов, 1976a,б; 1979; 1981; 1982) и его школы (например, Филенко, 1985; 1986; 1988; 1989; 1990; Филенко, Лазарева, 1989; Филенко и др., 1989; Артюхова и др., 1997а,б); А. Г. Дмитриевой (Дмитриева, 1976; Дмитриева и др., 1989; Дмитриева и др., 1996 а,б), А. И. Путинцева, Е. Ф. Исаковой, В. М. Король, М. С. Кривенко, Г. Д. Лебедевой, В. И. Артюховой (Артюхова, 1996); других сотрудников кафедры гидробиологии - Л.В. Ильяш [Белевич и др., 1997], Л. Д. Гапочка, (Гапочка, 1983, 1999; Гапочка и др., 1978,1980; Гапочка, Карауш, 1980); С. Е. Плеханова (Плеханов и др., 1997), В. И. Капкова и др. Вопросы биотестирования разрабатывали в связи с проблемами загрязнения среды А.Г. Гусев, Л.А. Лесников, Е.А. Веселов, С.А. Патин, А.Н. Крайнюкова, их сотрудники и многие другие авторы. Воздействия загрязняющих веществ на гидробионты изучали сотрудники нескольких кафедр МГУ - В.А. Веселовский и Т.В. Веселова (например, Веселова и др., 1993; Дмитриева и др., 1989), А.О. Касумян (Касумян, 1997), С.В. Котелевцев (Котелевцев и др., 1986), Д.Н. Маторин (Маторин, 1993; Маторин и др., 1989; 1990) и других институтов - А.И. Арчаков, Ю.Г. Симаков (Симаков, 1986), С.А. Соколова, сотрудники Института биофизики СО РАН (напр., Кратасюк и др., 1996) и другие.
Проблемы оценки биоактивности веществ связаны со многими вопросами экотоксикологии (Дмитриева, 1976; Слепян, 1978; Лукьяненко, 1983; Симаков, 1986; Бочаров, 1988; Бочаров и др., 1988; Бочаров, Прокофьев, 1988; Rand, Petrocelli, 1985; Maki, Bishop, 1985; Juchelka, Snell, 1995; Donkin et al., 1997 и др.), мониторинга (напр., Израэль, 1984; Филиппова и др., 1978; Покаржевский, 1985; Христофорова, 1989; Дмитриева и др., 1996а; Клюев, 1996; Krivolutsky, 1990; Hill et al., 1994; Kotelevtsev et al., 1994; 1997; Smaal, Widdows, 1994), самоочищения водных экосистем (напр., Гладышев и др., 1996 и др.). Работа по биотестированию веществ, анализу результатов и совершенствованию методик проведена в связи с подготовкой и регулярным обновлением списков ПДК и ОБУВ – напр., М.Я.Белоусова, Т.В.Авгуль, Н.С.Сафронова, Г.Н.Красовский, З.И.Жолдакова, Т.Г.Шлепнина (1987); Перечень...(1995) (составители -С.Н. Анисова, С.А. Соколова, Т.В. Минеева, А.Т. Лебедев, О.В. Полякова, И.В. Семенова). Разрабатываются альтернативные методы биотестирования с использованием растительных объектов (Иванов, 1974; Ivanov, 1982; 1992; Wang, 1987; Davies, 1991; Davies et al., 1991; Obroucheva, 1992).
Отмечалось, что “Возможно, прямой перенос лабораторных опытов по биотестированию токсичности среды не будет безошибочно гарантировать прогнозирование изменений водоема... Поэтому ... целесообразно ...проводить биотестирование не только на организменном уровне, но и модельных экосистем”, а также: “Водоем - ... сложная система, и значительной трудностью является нахождение главных, определяющих ее поведение компонентов и их взаимосвязей” (Строганов и др., 1983 а).
При всем многообразии существующих методов в области биотестирования (Филенко, 1988; Симаков, 1986; Крайнюкова, 1988; Баренбойм, Маленков, 1986; Котелевцев и др., 1986; Rand, 1985; Rand, Petrocelli, 1985; Leland, Kuwabara, 1985; Maki, Bishop, 1985; Nimmo, 1985; Hill et al., 1994; Волков и др., 1997), имеется острая необходимость разработки новых методов биотестирования и совершенствования имеющихся методов, а также ускорения работы по биотестированию синтезированных химических веществ, что обусловлено следующим.
Во-первых, цели биотестирования весьма многообразны, а универсального метода биотестирования не обнаружено.”В качестве объектов для биотестирования применяются разнообразные организмы-бактерии, водоросли, высшие растения, пиявки, дафнии, моллюски, рыбы и др. ... Каждый из этих объектов заслуживает внимания и имеет свои преимущества, но ни один из организмов не мог бы служить универсальным объектом ... применимым для разных целей в равной степени” (Филенко, 1989). Сходное мнение высказано или фактически аргументировано другими авторами (напр., Волков и др., 1997).
Во-вторых, имеется отставание работ по биотестированию новых веществ от работ по созданию новых химических веществ. Как свидетельствуют оценка Национального института наук о здоровье окружающей среды (США) и Национальной токсикологической программы (NTP - National Toxicology Program), изученность потенциальных загрязнителей совершенно недостаточна и NTP "приветствует ... предложения относительно инновационных методологий для тестирования" (Rall, 1991, см. Теличенко, Остроумов, 1990). Общее количество известных и выпускаемых промышленностью химических веществ намного превышает количество соединений, изученных с помощью биотестирования. Еще в 1990 году количество уникальных химических веществ в компьютерном каталоге the Chemical Abstract Services превысило 10 миллионов (Rall, 1991, см. Теличенко, Остроумов, 1990). В коммерческом использовании находятся около 100 тыс. веществ (Баренбойм, Маленков, 1986). Ежегодно синтезируется около 25-30 тыс. новых веществ, из которых в широкое использование поступает около 2 тыс. Из более чем 100 тыс., практически используемых человеком веществ детальным токсикологическим, экотоксикологическим исследованиям и испытаниям на канцерогенность и мутагенность подвергнуто не более 10% веществ. Разработанные на этой основе гигиенические нормативы имеются для еще меньшего количества веществ. По оценке Национального Исследовательского Совета (the National Research Council) американской Академии наук (the National Academy of Sciences), информация о потенциальных воздействиях химических веществ на наиболее подробно изученных биологический вид - человека - существует лишь для 20 % из тысяч наиболее обычных химических веществ (Rall, 1991, см. Теличенко, Остроумов, 1990). По данным Организации Экономического сотрудничества и развития (OECD - Organization for Economic Cooperation and Development), лишь около половины наиболее массово выпускаемых химических веществ (the highest production chemicals) были подвергнуты адекватной токсикологической оценке (Пресс-релиз OECD, Париж, 9.4.1990). Агентство Окружающей Среды США ведет оценку экологической опасности веществ, но эта работа отстает от составления списка новых веществ, подлежащих оценке, и очередь ждущих своего исследования веществ насчитывет более 13 тысяч наименований веществ (в соответствии с TSCA - Toxic Substances Control Act of 1976), причем, по оценкам, 5 - 10 % новых веществ, предложенных для экологической оценки, будет признана опасными (Rosenbaum, 1991).
Аналогичным образом определение биологической активности природных веществ отстает от идентификации новых алкалоидов, терпенов, флавоноидов, гликозидов, стероидов и других вторичных метаболитов в растениях, беспозвоночных животных, культурах грибов и микроорганизмов.
В методическом плане имеется определенная неудовлетворенность существующим арсеналом методов оценки химических веществ. Среди критериев и требований, которым должны удовлетворять идеальный или более оптимальный набор методов оценки биологической активности веществ (Алабастер, Ллойд, 1984; Баренбойм, Маленков, 1986; Филенко, 1988) - разнообразие объектов, экономичность, оперативность и т.д. “Результаты экспериментов [по определению сублетальной токсичности загрязняющих веществ - С.О.] должны быть таковы, чтобы их можно было интерпретировать с позиции жизнеспособности отдельных видов и экосистем [подчеркнуто нами - С.О.]...” (Алабастер, Ллойд, 1984). Выдвигаемое здесь и другими авторами (Патин, 1988 а,б,в; Филенко, 1988; Большаков, 1990; Безель и др., 1994; Криволуцкий, 1994) справедливое требование - интерпретировать результаты с позиций жизнеспособности и функционирования экосистем - на практике не выполняется (Maki, Bishop, 1985) и даже теоретически подробно не анализируется, за исключением сравнительно немногочисленных работ (Абакумов, 1980; Безель и др., 1994).
Приведем список некоторых из важных критериев, которые должны учитываться при совершенствовании методик оценки биологической активности веществ (в произвольном порядке - т.е порядок перечисления критериев не связан с их возможной соотносительной важностью); список составлен с учетом вышеупомянутых работ О.Ф. Филенко и других авторов, а также опыта работы автора данной работы: (1) представительство тест-организмов с различной чувствительностью (чрезмерная чувствительность порождает свои методические трудности; выявление малочувствительных организмов также полезно, поскольку их можно использовать для создания систем очистки и биовосстановления - bioremediation); (2) достаточная оперативность; (3) экономичность; (4) представительство всех основных трофических уровней и экологических групп организмов; (5) представительство параметров, важных для экосистемы - в том числе параметров, характеризующих способность экосистемы к самоочищению; (6) представительство альтернативных методов биотестирования, не требующих использования млекопитающих и позвоночных животных; использование таких методов должно расширяться из гуманных соображений; (7) удобство статистической обработки получаемых данных.
Подчеркнем важность таких методов, которые характеризуются высокой оперативностью - т.е. дают информацию за короткое время. Это свойство особенно важно в условиях отставания сбора информации о биологической активности и токсичности веществ от их создания.
По-видимому, не следует ожидать, что существует какой-то один тест, удовлетворяющий всем требованиям сразу. Представляется целесообразным ориентироваться на совокупность нескольких тестов (Филенко, 1988, 1989; Котелевцев и др,, 1986; Крайнюкова, 1988; Hill et al., 1994; Волков и др., 1997), причем следует стремиться совершенствовать и расширять набор конкретных тестов, имеющихся в арсенале исследователя.
1.4. Обоснование необходимости дополнительного изучения биологических эффектов СПАВ. Одним из важных и обширных классов веществ, биологические эффекты которых изучалась многими авторами, но была охарактеризованы недостаточно для четких выводов о степени их опасности, являются синтетические поверхностно-активные вещества (СПАВ). СПАВ - важнейший компонент выпускаемых промышленностью коммерческих детергентов и моющих средств.
В литературе нет единого мнения о степени экологической опасности СПАВ. С одной стороны, имеется немало работ о различных биоэффектах и нарушениях структуры и функции организмов при воздействии СПАВ (например, Ганиткевич, 1975; Денисенко, Руди, 1975; Комаровский, 1975; Шевчук и др., 1975; Юсфина, Леонтьева, 1975; Можаев, 1976; Брагинский и др., 1979, 1980; 1983; Янышева и др., 1982; Гапочка, 1983, 1999; Гапочка и др., 1978,1980; Гапочка, Карауш, 1980; Пащенко, Касумян, 1984; Ханисламова и др., 1988; Паршикова, 1990, 1996; Паршикова и др., 1994; Ленова, Ступина, 1990; Сиренко, 1991; Христофорова и др., 1996; Давыдов и др., 1997; Vives-Rego et al., 1986; Versteeg et al., 1997a,b) а также цикл наших работ, публикуемых с середины 1980-х годов). Некоторые работы о воздействии СПАВ упоминаются ниже в данной главе, а также в обзорах литературы (Метелев и др., 1971; Коскова, Козловская, 1979; Патин, 1979; Sivak et al., 1982; Маляревская, Карасина, 1983; Ставская и др. 1988; Lewis 1991 a,b; Painter, 1992) и в главах 3, 4 и 5.
C другой стороны, некоторые авторы не включают ПАВ в число наиболее важных загрязняющих веществ (Moore, Ramamoorthy, 1984) и считают, что экологической опасности для водных экосистем они не представляют (Fendinger et al., 1994). Описан опыт, когда 6 добровольцев получали с пищей - ежедневно на протяжении 4 мес - 100 мг алкилбензолсульфоната. “При этом следили за изменениями мочи и веса тела испытуемых, но вредного для здоровья действия не отмечено” (Бакач, 1980). Данный опыт наводил на мысль об относительной безвредности СПАВ.
С мнением, что “ПАВ могут быть отнесены к группе веществ сравнительно невысокой токсичности и не отличаются выраженными кумулятивными свойствами” (Штанников Е.В., Антонова А.Н., 1978) согласуется и высказывание, что “с эколого-токсикологических позиций современные химические средства борьбы с нефтяными разливами не представляют серьезной угрозы для морской биоты, поскольку токсичность большинства препаратов ниже токсичности нефти (ЛК50 для основных диспергентов составляет обычно 102-104 мг/л)“ (Патин, 1997). Эмульгатор пленочной нефти ЭПН-5, разработанный в Институте океанологии РАН, в концентрациях от 0,1 до 10 мг/л не только не тормозил развитие бактерий, но напротив, стимулировал сапрофитные бактерии; этот препарат не проявлял вредного действия и на другие организмы, что также способствовало отношению к ПАВ-содержащим диспергаторам и эмульгаторам как относительно не очень вредным веществам (Нестерова, 1980). Сеймур и Гейер также уверенно высказали суждение, что дисперсанты не представляют экологической опасности и не наносят ущерба экосистемам (Seymour, Geyer, 1992). В присутствии диспергирующего средства ДН-75 (5 мг – 10 г/л) показано возрастание численности сапротрофной группы микроорганизмов; сделан вывод, что применение ДН-75 – эффективный способ стимуляции самоочищения водоемов от нефтяного загрязнения (Мочалова, Антонова, 2000).
Ряд солидных изданий по проблеме загрязнения среды вредными веществами вообще не упоминают ПАВ. Так, ПАВ вообще отсутствуют в предметном указателе монографии Environmental Hazards: Toxic Waste And Hazardous Material (Miller, Miller, 1991), хотя для термина “пестициды” там даются ссылки на 23 страницы текста. В претендующей на полноту (и в целом довольно полной и обстоятельной) монографии Rosenbaum W., 1991, Environmental Politics and Policy, вышедшей вторым изданием, в подробном предметном указателе вообще ни разу не упоминаются ни ПАВ (surfactants), ни детергенты (detergents), хотя пестициды представлены и в предметном указателе, и тексте - не менее, чем на 15 страницах (Rosenbaum, 1991). Ни ПАВ, ни детергенты вообще не упомянуты в предметных указателях других солидных изданий по проблемам окружающей среды, включая химическое загрязнение - таких, как трехтомник Environmental Viewpoint (Lazzari, 1994); крупная сводка Global Accord, изданная в Массачусетском технологическом институте (Сhoucri, 1993); важная книга о политике в области охраны окружающей среды Environmental Policy in the 1990s (Vig, Kraft, 1994).
Свидетельством недостаточной изученности СПАВ и сравнительно небольшого внимания к ним является и тот факт, что число публикаций об экологической опасности и биологических эффектах этих веществ значительно ниже, чем для других групп загрязняющих веществ - например, для более подробно изученных пестицидов и биоцидов (например, Строганов, 1979; Филенко, Парина, 1983; Nimmo, 1985; Ильичев и др., 1985; Богдашкина, Петросян, 1988; Бочаров, 1988; Бочаров и др., 1988; Бочаров, Прокофьев, 1988; Widdows, Page, 1993; Donkin et al., 1997), других органических веществ (Голубев и др., 1973; Клюев, 1996; Плеханов, 1997), тяжелых металлов (например, Филенко, Хоботьев, 1976; Слепян, 1978; Leland, Kuwabara, 1985; Безносов и др., 1987; Черненькова, 1987; Марфенина, 1988; Флеров и др., 1988; Христофорова, 1989; Малахов, Медведева, 1991; Артюхова, Дмитриева, 1996; Дмитриева и др., 1996б; Христофорова и др., 1996; Белевич и др., 1997; Касумян, 1997); тяжелые металлы изучали сотрудники МГУ – В.Н.Максимов, О.Ф. Филенко, А.Г. Дмитриева, В.И. Артюхова, Л.Д. Гапочка, С.Е. Плеханов, В.И. Капков и другие.
Наш анализ содержания РЖ (ВИНИТИ), показал, что среднемесячное количество статей о проблемах загрязнения водоемов и воздействия веществ на водные организмы, отражаемых в журнале (выпуск “Общая экология. Биоценология. Гидробиология), составляет: о тяжелых металлах - 17,55 (1996); о пестицидах - 7,91 (1996); о СПАВ- 0,82 (1996). В 1997 наблюдалось приблизительно такое же число отреферерированных статей, посвященных этим веществам: в месяц в среднем 15.25 статей о металлах, 7.5 о пестицидах, 0.75 о ПАВ. Для анализа использовали 25 выпусков РЖ за 1995 (№ 11 и 12), 1996 (все выпуски, кроме № 3, отсутствовавшего в библиотеке) и 1997 (все 12 выпусков). За весь проанализированный период (25 выпусков РЖ) среднемесячное число публикаций о тяжелых металлах –16.08; о пестицидах – 7.52; о ПАВ –0.8 (Табл. 1.1).
1.5. Неоднозначность биологических эффектов, вызываемых ПАВ. Традиционно в качестве опасных для водных экосистем загрязняющих веществ рассматриваются такие вещества, которые оказывают заметные ингибирующие или летальные воздействия на гидробионты и их функции. Исключением являются эффекты, вызываемые малыми концентрациями, которые в силу так называемой фазности и гормезиса (подробнее см.: Филенко, 1988; 1990).
Отдельные классы ПАВ (например, НПАВ) считаются малотоксичными или нетоксичными, и соответственно внимание к их экологическому значению ослаблено. При изучении мутагенных и тератогенных эффектов, вызываемых НПАВ из класса производных алкилфенолов, Ноноксинолом-9 (который широко используется как противозачаточное средство-интравагинальный спермицид), сделан вывод, что этот НПАВ не вызывает отчетливо выраженных мутагенных воздействий (Meyer et al., 1988), хотя один из штаммов в тесте Эймса показал некоторый эффект при действии данного НПАВ. В работах на молекулярном уровне показано, что ПАВ вызывает весьма существенную стимуляцию некоторых ферментов, либо восстановление некоторых ранее нарушенных ферментативных активностей (Witteberg, Triplett, 1985; Monk et al., 1989; Saitoh et al., 1989; Fujita et al., 1987; Yamaoka et al., 1989).
Действительно, ПАВ разительно отличаются от "классических" поллютантов тем, что весьма широк круг примеров именно ярко выраженного стимулирующего их воздействия на многие ферментативные активности гидробионтов. Так, АПАВ додецилсульфат натрия (ДСН) стимулировал активность тирозиназы из кожи африканской шпорцевой лягушки Xenopus laevis (Witteberg, Triplett, 1985). Активация начиналась при концентрациях ПАВ ниже ККМ и продолжалась при концентрации 30 мМ, или около 1 % - что является высокой концентрацией для потенциального загрязняющего вещества.
ДСН стимулировал другой фермент - АТФазу в мембранных везикулах из плазматической мембраны дрожжей (Monk, 1989). ДСН активирует химотрипсинподобную активность мультикаталитической протеиназы (МСР) - ферментативного комплекса, широко представленного в различных тканях животных, а также в низших эукариотах, включая дрожжи (Saitoh, et al., 1989). Этот ПАВ cтимулировал МСР из яиц асцидий Halocynthia roretzi - фермент, участвующий в процессе деления оплодотворённых яиц. ДСН активирует НАДФН-зависимое образование супероксида (O2-) в системе озвученных нейтрофилов (Fujita et al., 1987).
Обнаружено стимулирование важного фермента - нитратредуктазы Pseudomonas denitrificans при воздействии на клетки КПАВ – алкиламмонийхлоридов. Добавление 0,5 М C3H7NH3Cl стимулировало фермент в 3,9 раза, а добавление более длинноцепочечного гомолога - 0,5 М C2H5NH3Cl - в 4,3 раза (Yamaoka et al., 1989).
Цифры, указывающие на сравнительно невысокую токсичность СПАВ для процесса вылупления яиц (egg hatching) Chironomus riparius опубликовали сотрудники научного центра компании Procter & Gamble, выпускающей СПАВ-содержащие препараты (Pittinger et al., 1989). Они не наблюдали существенного ингибирования этого процесса при следующих концентрациях СПАВ: АПАВ LAS (линейный алкилбензолсульфонат, АБС) 18,9 мг/л; КПАВ дистеарилдиметиламмонийхлорид (distearyl dimethyl ammonium chloride, DSDMAC) 21,5 мг/л; КПАВ додецилтриметиламмонийхлорид (dodecyl trimethyl ammonium chloride, TMAC) 15,4 мг/л. Однако, нововылупившиеся личинки были более чувствительны, чем яйца и ЛК50 для них (48-72 ч) были представлены меньшими цифрами (Pittinger et al., 1989). Более того, именно личинки хирономид - среди наиболее чувствительных к АБС беспозвоночных; их гибель наблюдалась при 0,5 мг/л (Можаев, 1989).
Изучали действие НПАВ Тритона Х-100 (ТХ) на культуры Chlorella fusca Shihers et Krauses (Wong, 1985). При выращивании культуры на 10% Bristol’s medium и действии ТХ 0.2 мМ (около 120 мг/л) не было никакого ингибирования, а на 5-й и 14-й день наблюдали незначительное стимулирование. При действии ТХ 0.4 и 0.8 мМ (около 240 или 480 мг/л) наблюдали некоторое (около 25%) ингибирование (только на 14-й день; до этого срока ингибирования не отмечалось). Однако, картина биоэффектов ТХ заметно менялась, если для в качестве среды использовали не питательную среду на основе деионизованной дистиллированной воды, а природную фильтрованную (через мембранный фильтр 0.45 мкм) воду из девяти канадских озер, к которой добавляли 10% среды Bristol’s medium. Оказалось, что в этом случае добавление ТХ (0.4 - 1.0 мМ, т.е. около 240 - 600 мг/л) вызывало весьма значительное стимулирование роста Chlorella fusca. Увеличение роста при воздействии ТХ по сравнению со средой без добавленного ТХ составляло 10-20 раз, т.е. 1000 - 2000% (Wong, 1985). При такой постановке опыта никакого токсического эффекта не наблюдалось даже при довольно высокой концентрации ТХ.
Cходным образом, при воздействии на морской фитопланктон (Dunaliella tertiolecta, Platymonas sp.) ПАВ-содержащих препаратов (детергентов) показано стимулирование роста при 1 - 10 мг/л (Айздайчер и др., 1999). При воздействии препарата "Кристалл" на Gymnodinium kovalevskii требуется довольно высокая концентрация 140 мг/л, чтобы произошла 100% потеря подвижности (Айздайчер, 1999), что свидетельствует о довольно высокой устойчивости клеток этого вида.
Недавно обнаружено (Ono et al., 1998), что добавление СПАВ (4-5 ppm) в водную среду, в которой содержится молодь Seriola quinqueradiata (ценный объект аквакультуры) защищает рыб от вредного воздействия токсичных рафидофитовых (Raphydophyceae = Chloromonadophyceae) фитофлагеллят Chattonella marina (Subrahmanyan) Hara&Chihara 1982 и C. antiqua (Hada) Ono 1980 (in Ono&Takano 1980); без добавления СПАВ молодь рыб погибала в течение часа (использованы эфиры полиоксиэтиленалкила, синтезированы из жирных кислот С12 –С18 ).
Эти и другие примеры указывают на то, что воздействие ПАВ на организмы далеко не однозначно и отличается от заведомо негативного воздействия таких веществ, как тяжелые металлы, органометаллические соединения и пестициды. Не случайно ПАВ и ПАВ-содержащие препараты, как отмечалось, порой не включают в число приоритетных загрязнителей водной среды (Moore, Ramamoorthy, 1984; Maki, Bishop, 1985; Seymour, Geyer, 1992; Fendinger et al., 1994; Donkin, 1997).
Некоторые авторы вообще не считают ПАВ опасными для живых организмов соединениями (Wilson, Fraser, 1977; см. также Maki, Bishop, 1985). После подробного разбора максимально разнообразных параметров анионного ПАВ линейного алкилбензолсульфоната (LAS, средняя длина алкильной цепи 11,8; мол.вес 245) в соответствии со стандартным алгоритмом оценки степени опасности химического вещества Маки и Бишоп делают оптимистичный вывод: этому веществу, при максимальном ожидаемом использовании, выносится вердикт о том, что оно не причиняет вреда водным организмам (“cause no harm to aquatic life”) (Maki, Bishop, 1985, cтр. 633). Характерно, что публикация Маки и Бишопа включена в качестве итоговой главы “Оценка безопасности химических веществ” (Chemical Safety Evaluation) в авторитетное руководство “Фундаментальные основы водной токсикологии”, которое на 666 страницах подробно и тщательно анализирует практически все основные вопросы данной области знания (Rand, Petrocelli, 1985). Детальный обзор (Fendinger et al., 1994) заканчивается выводом, что “объединенный анализ данных о использовании, биодеградации или удалении при обработке сточных вод, концентрациях в окружающей среде и оценке риска для водной среды показывает безопасность LAS, AS и AES в продуктах потребления” (AS- алкилсульфаты; AES- алкогольэтоксисульфаты).
Дополнительными свидетельствами того, что ПАВ не считают важными загрязнителями среды, являются, например, следующие.
В сводках о состоянии окружающей природной среды в СССР (Обзор фонового состояния окружающей природной среды в СССР за 1988 г., 1989; Обзор состояния окружающей природной среды в СССР, 1990) СПАВ уделяется значительно меньше места, чем тяжелым металлам и пестицидам. Хотя для ряда СПАВ определены ПДК, пока еще отсутствуют ПДК для многих неионогенных и многих катионогенных СПАВ (Обзор состояния окружающей природной среды в СССР, 1990; Анисова и др., 1995). Существенная доля СПАВ отнесена по своей опасности к четвертому классу (Анисова и др., 1995). Некоторые свидетельства того, что СПАВ не рассматриваются де-факто как высокоприоритетные поллютанты, приведены в Таблице 1.2.
Дополнительные свидетельства недооценки и даже игнорирования СПАВ как загрязнителей водной среды легко обнаружить и в других авторитетных изданиях (например, Rosenbaum, 1991; Miller, Miller, 1991; Fendinger et al., 1994). ПАВ отсутствуют в списке показателей качества воды, используемой в сельском хозяйстве для орошения (Единые критерии качества вод, 1982). В детальных нормативах качества поверхностных проточных вод с экологических позиций упоминаются только АПАВ и не упоминаются вообще другие типы ПАВ- такие, как НПАВ и КПАВ (Единые критерии..., 1982).
В списках критериев качества воды в других странах также зачастую отсутствуют неионогенные и катионные СПАВ. Так, во Франции в списке нежелательных в воде веществ упомянуты лишь АПАВ (НПАВ и КПАВ не упоминаются), причем в питьевой воде допускается до 0.2 мг/л, а в воде непитьевого использования (обозначаемой словом ressource) допускается до 0.5 мг/л (La Recherche, 1990, Vol. 21, P. 600). В США СПАВ не входят в список наиболее важных критериев, по которым оценивается качество воды Агентством Окружающей Среды (EPA) и Советом по Качеству Окружающей среды (CEQ - the Council on Environmental Quality) (Rosenbaum, 1991). По нормам, установленным Службой здравоохранения США, в питьевой воде рекомендуемый уровень алкилбензолсульфонатов (АБС)-0,5 мг/л (другие СПАВ вообще не регламентируются), а по нормам Всемирной организации здравоохранения (ВОЗ) приемлемый уровень АБС еще выше - 1 мг/л (Бертокс, Радд, 1980, с.33).
Недостаточное внимание к НПАВ и КПАВ (и порожденные этим пробелы в знаниях их биологических эффектов) тем более прискорбны, что именно эти СПАВ зачастую гораздо медленнее разлагаются в окружающей среде, чем АПАВ. Так, коэффициенты скорости биохимического окисления СПАВ в воде, по данным В.Т. Каплина (1979) составляют для ОП-7 и ОП-10 (содержат неионогенные ПАВ) 0.006 - 0.007 сут-1 ; для КПАВ триметилалкиламмонийхлорида 0.002 сут-1 . Для сравнения укажем, что для производного лигнина - лигносульфоната - указана величина этого коэффициента 0.06 (Каплин, 1979). Это означает, что последнее производное лигнина (довольно устойчивое в водной среде вещество) разлагается в 10 раз быстрее, чем вышеупомянутые НПАВ, и в 30 раз быстрее, чем упомянутое КПАВ.
Из сказанного следует, что вопрос о том, в какой мере СПАВ опасны для биоты как загрязнители водоемов, нуждается в дополнительном анализе. Такой анализ должен включать (1) вопрос о степени загрязнения биосферы этими веществам и (2) вопрос о характере биологических эффектов, производимых ими. Первый из них освещается в следующем разделе, второй - основная тема глав 3-7.
1.6. Загрязнение водных экосистем СПАВ. Производство и поступление в водную среду СПАВ быстро растет. CПАВ являются важнейшим компонентом выпускаемых промышленностью детергентов и моющих средств, общемировое потребление которых измеряется в миллионнах тонн (Веrth, Jeschke, 1989; Ставская, 1990; Ставская и др., 1988; 1989; Lewis, 1991а,б).
Например, только в СССР производство синтетических детергентов в 1988 году составляло 1 301 000 т, в 1989 году – 1 424 000 т, в 1990 году - 1 503 000 т. Только в США к концу того же периода (в 1990 году) общее использование ПАВ (surfactants) составило около 1 134 тыс т (Facts and Figures [statistical data about surfactants], 1992). Производство СПАВ в США значительно выше, так как часть продукции экспортируется. В США общее производство ПАВ в 1984 достигло 2,4 млн. т/год (Маляревская, Карасина, 1983). По оценкам (Greek, Layman, 1989), в 1989 г. потребление ПАВ в США составило 3 млн. т.
Использование ПАВ в 1987 г. в Западной Европе составило, тыс. т: ФРГ - 493, Франция - 409, Италия - 405, Великобритания - 299, Испания - 282, Бенелюкс - 167 (European market, 1988). В Японии в 1986 г. продукция ПАВ составила, тыс. т: сухие детергенты - 619, жидкие детергенты - 365. Кроме того, произведено 275 тыс. т умягчителей (softener) и 108 тыс. т обесцвечивающих агентов (bleaching agents). В Бразилии ежегодно производится около 1,3-1,5 млн. т моющих и чистящих средств (cleaning products).
На протяжении последних лет наблюдается устойчивый прирост годового производства и потребления ПАВ и, следовательно, их поступление в гидросферу - на несколько процентов в год (Dean, 1985). Поступление ПАВ в гидросферу происходит не только в связи с использованием моющих средств (детергентов), но также в связи с применением этих веществ во многих отраслях промышленности, при добыче, переработке и транспортировке различных видов сырья. Потребление СПАВ (и ежедневное поступление в сточные воды) в расчете на одного жителя ФРГ составило: 6.71 г АПАВ, 4.07 г НПАВ, 1.16 г КПАВ (Steinberg et al., 1995). Содержание ПАВ в сточных водах может достигать 30 г/л (Ставская и др., 1988).
При анализе состава некоторых городских стоков (treated municipal effluents) было выявлено, что 11-20% растворенного органического вещества составили АПАВ (Rebhun, Manka, 1971). Еще одним источником загрязнения водной (морской) среды СПАВ являются дисперсанты, которые добавляют в воду при разливах нефти (Мочалова, Антонова, 2000). В составе дисперсантов до 75% могут составлять СПАВ (Singer et al., 1990). Показана токсичность дисперсантов на конкретных объектах - например, Корексита 9527 (Corexit 9527) для морских видов, Macrocystis pyrifera, Haliotis rufescens, Holmesimysis costata, Atherinops affinis (Singer et al., 1991), а также диспергирующих средств ЭПН-5 и ДН-75 для рыб, хирономид, фитопланктона и других организмов (Нестерова, 1989 - см. раздел 10.2 Токсикологическая характеристика диспергирующих средств, стр. 170).
ЛК50 (Daphnia magna, 48 час, 20°С) для смесей трех видов нефти и пяти дисперсантов (Корекситы 9527, 7664, 8667, 9660 и 9550; отношение объемов дисперсанта к нефти 1: 20) варьировали в пределах 1.1 - 5.2 мг/л (Bobra et al., 1989). ЛК50 смеси Корексита 7664 и трех видов нефти были в несколько раз ниже, чем ЛК50 одного дисперсанта. У всех смесей Корекситов и нефти токсичность была выше, чем токсичность физических дисперсий нефти без Корекситов. Отсюда следует, что в условиях экспериментов токсичность и экологическая опасность нефтяного загрязнения возрастала при добавлении в систему СПАВ-содержащих дисперсантов (Bobra et al., 1989).
Поступление СПАВ в водоемы России и территории СССР значительно и в некоторых случаях превышает поступление загрязняющих веществ других классов. Так, поступление СПАВ с речным стоком в Каспийское море в 1991 составило 12,2 тыс т, что в 10 раз превышало поступление фенолов, составившее 1,22 тыс т (Обзор экологического состояния морей Российской Федерации и отдельных районов Мирового Океана за 1991 год, 1992). Поступление детергентов с водами Дона и Кубани в Азовское море достигало 4 тыс т (Обзор состояния загрязнения...1976, стр. 109), что в несколько раз превышало поступление фенолов (около 800 т) и ядохимикатов (около 1000 т). По другим источникам, среднегодовое поступление ПАВ составляло: Каспийское море (с речным стоком и промстоками, 1986-1988) - около 3.6-4.3 тыс. т, в Азовское море (со стоком Дона и Кубани, 1981-1985) - около 1.8 тыс. т (Кукса, 1994). Поступление детергентов в Днепро-Бугский лиман с речными водами достигало 6,11 тыс. т в год (Обзор состояния загрязнения...1976, стр. 162).
Концентрации СПАВ, измеренные в водоемах, достигают значительных уровней. СПАВ легко образуют комплексы с другими соединениями и быстро адсорбируются на границах раздела фаз, что затрудняет их определение аналитическими методами (Gonzalez-Mazo, Gomez-Parra, 1996) и может вести к занижению определяемых значений по сравнению с реальным загрязнением водной экосистемы. По-видимому, не случаен тот факт, что при анализе наиболее драматичных ситуаций химического загрязнения водоемов на территории России и СССР, когда перечисляли случаи загрязнения водоемов на уровне свыше 30 ПДК, были названы конкретные случаи загрязнения пестицидами, тяжелыми металлами, нефтью, фенолами (Израэль, Абакумов, 1991), не было названо ни одного случая такого загрязнения СПАВ. Это обстоятельство еще раз подчеркивает неполноту информации и противоречия, окружающие проблему загрязнения среды СПАВ.
Есть сообщения о значительном уровне загрязнения конкретных водоемов. Даже на территории национального парка в озере регистрируется концентрация СПАВ 640 мкг/л (оз. Черное, Шацкий национальный парк, Украина; Оксиюк, 1999). В речной воде отмечалась концентрация СПАВ 720 мкг/л (р. Дон; Брызгало и др., 2000) и даже 15 ПДК (при ПДК для водоемов санитарно-бытового водопользования 0.5 мг/л это составляет 7 мг/л) (р. Полтва в районах городов Львов и Буск - Обзор состояния окружающей природной среды в СССР, 1990).
В открытых водах Черного моря регистрировались концецентрации детергентов, достигающие 1,24 мг/л и более. (Обзор состояния загрязнения...1976). В районе порта Жданов максимальный уровень детергентов достигал 1,6 - 2,5 мг/л, а средний уровень за месяц достигал 0,8 мг/л. В Бердянском заливе уровень детергентов достигал 1,76 мг/л. В районе Туапсе регистрировали концентрации детергентов, достигающие 2,2 - 2,8 мг/л при среднем уровне за год 1,38 мг/л (Обзор состояния загрязнения...1976). В районах Одессы и Очакова отмечалось загрязнение морской воды ПАВ на уровне 10-32 ПДК (Кукса, 1994), что означает 1,0-3,2 мг/л. В Азовском море (Карпиевский лиман и Джерелиевский коллектор - приемник сбросных вод с рисовых полей, 1989) отмечалось загрязнение вод ПАВ на уровне 6-9 ПДК (Кукса, 1994). Необходимо отметить, что измерения концентрации загрязняющих веществ производились, в соответствии с принятыми правилами, на расстоянии не менее чем в 300 - 500 м от источника загрязнения. Это означает, что между источником загрязнения и точкой отбора проб реальное загрязнение водных экосистем еще выше, чем свидетельстуют приведенные цифры.
Представляет особый интерес поверхностная пленка в водоемах. "Практически вся поверхность природных водоемов постоянно покрыта пленкой поверхностно-активных веществ (ПАВ) естественного или искусственного происхождения" (Гладышев, 1999). В поверхностном микрослое вод (ПМС) моря наблюдается повышение концентраций поллютантов (напр., Rumbold, Snedaker, 1997), включая пестициды, фталатные эфиры, ароматические углеводороды, тяжелые металлы и СПАВ. В ПМС Черного моря измеряли концентрации ПАВ 50 - 1200 мкг/л, т.е. до 12 ПДК (Кеонджян и др., 1990). Средняя концентрация анионных детергентов в поверхностной пленке 60-100 мкм может в 85 раз превышать концентрацию ПАВ в водной толще - так, в заливе Аркашон (Франция) средняя концентрация анионных детергентов в поверхностной пленке составляла 850 мкг/л, что было в 85 раз выше, чем в водной толще (Патин, 1977, стр. 328). Необходимо подчеркнуть, что данные об уровнях загрязнения водоемов СССР и России СПАВ отражают только уровень загрязнения АПАВ (другие ПАВ не измерялись). С учетом реально существующих концентраций НПАВ и КПАВ, суммарные показатели загрязнения СПАВ могут быть еще выше.
Сточные и загрязненные воды содержат, наряду с СПАВ, экологически небезопасные продукты их трансформации и биодеградации. Так, важным классом ПАВ являются оксиэтилированные производные алкилфенолов (alkylphenol polyethoxylates; производство только в США около 140 тыс т, в Германии более 65 тыс т ежегодно). Общемировое производство и потребление этих веществ превышает 360 тыс т (Ahel et al., 1993). При разрушении многих НПАВ из класса оксиэтилированных производных нонилфенолов в воду попадает продукт их деградации, нонилфенол (НФ). НФ относительно персистентен и широко распространен в окружающей среде. ЛК50 НФ для Mytilus edulis L. (использовали и семистатичную, и проточную тест-систему) составила 3 мг/л (96 ч), 0.5 мг/л (360 ч), 0.14 мг/л (850 ч) (Granmo et al., 1989). Такие сублетальные эффекты, как уменьшение прочности биссуса и уменьшение экологически важного показателя SFG (scope for growth; показатель характеризует потенциал воспроизводства и роста популяции), проявлялись при еще меньшей концентрации 0,056 мг/л (Granmo et al., 1989). Этот ряд количественных характеристик биоэффектов НФ свидетельствует, что реальная опасность загрязняющего вещества, родственного СПАВ, может проявляться при его уровне в воде, почти на два порядка меньшем, чем ЛК50 , полученном в 96-часовом эксперименте. НФ (0.01 – 10 мкг/л) подавлял оседание и колонизацию субстрата циприсовидными личинками Balanus amphitrite (Billinghurst et al., 1998). В воде, прошедшей обработку на очистных сооружениях (treated wastewater), находили НФ в концентрациях от 2 до 4000 мкг/л, т.е. до 4 мг/л (Giger et al., 1981; Etnier, 1985, цит. по Ekelund et al., 1990). Последнее значение (4 мг/л), как показывают результаты вышецитированной работы, представляется опасным. Кроме того, обращает на себя внимание то, что оно значительно выше, чем концентрации СПАВ, обычно измеряемые в окружающей среде, что по-видимому, объясняется частично тем, что НФ обладает высокой персистентностью. С другой стороны, относительно высокая измеряемая концентрация НФ может косвенно свидетельствовать о том, что истинная концентрация его предшественников, НПАВ, в среде тоже велика, но, возможно, часть НПАВ ускользают от детектирования аналитическими методами по причине более высокой способности связываться с поверхностями раздела, чем таковая НФ.
Эффективность очистки вод от НПАВ на сооружениях механической и биологической очистки мала. Около 60 % нонилполиэтоксилатов, которые поступают с загрязненными водами на такие сооружения, проходят их насквозь и выходят в окружающую среду с так называемыми очищенными водами (Ahel et al., 1993). НПАВ являются примером биологически жестких СПАВ, которые удаляются в процессе биологической очистки не более чем на 40% (Жмур, 1997).
Указания на важность сорбирования СПАВ на частицах, в том числе на частицах седиментов, получены при сравнении биоэффектов АПАВ LAS в двух системах: (1) АПАВ сорбирован на донных седиментах и (2) АПАВ находится полностью в водной фазе (Bressan et al., 1989). Оказалось, что АПАВ LAS в водной фазе проявлял биоэффект на мидии Mytilus galloprovincialis и другие организмы при концентрациях ниже 1 мг/л (подробнее см. в Главе 3), в то время как АПАВ, сорбированный на частицах, не действовал на организмы даже при концентрациях в 3- 10 раз выше. Однако, не следует заблуждаться относительно, казалось бы, спасительного эффекта сорбирования СПАВ на частицах детрита и слагающихся их него седиментов. Органические частицы детрита со временем в той или иной мере подвергаются разрушению и потребляются детритофагами или бактериями. Сорбированные на детрите и органических седиментах СПАВ могут либо поступать в организм детритофагов, либо высвобождатся в окружающую водную среду, создавая опасность новой волны загрязнения последней.
Данные о количестве СПАВ, поступающем в водоемы РФ, противоречивы. По данным Гос. доклада “О состоянии окружающей природной среды РФ в 1996 году”, поступление СПАВ в водоемы в 1996 г составило 4 тыс т, а в 1992 г. - 8,9 тыс т. Последняя цифра явно меньше вышеуказанного количества для стока в одно только Каспийское море (более 12 тыс т в 1991).
Возможен еще один вариант расчета, основанный на среднем поступлении СПАВ в канализацию за сутки. Считается, что в расчете на одного жителя за сутки в систему водоотведения поступает в среднем 2,5 г СПАВ (Акулова, Буштуева, 1986). Следовательно, на 1 млн жителей за год поступает 910 т. Принимая численность городского населения России более 70 млн человек (это заниженная оценка, реальная цифра значительно выше), суммарное поступление СПАВ составит свыше 63.7 тыс т. Эффективность очистки в сооружениях биологической очистки составляет около 48 - 80%, а в зимний период - лишь около 20% (Бойченко, Григорьев, 1991). По оценкам Костовецкого и соавторов (1975), эффективность очистки от СПАВ в аэротенках составляет 47 - 78.3%, а на биофильтрах - 40-48 %. Содержание СПАВ в городских сточных водах достигало 15 мг/л (АПАВ; Можаев, 1989); в очищенной на биофильтрах воде содержание СПАВ составляло 3 мг/л и более при начальной концентрации СПАВ в воде, подаваемой на биофильтры, равной 5.3 мг/л (Костовецкий и др., 1975). Со времени этой публикации использование СПАВ и их поступление в городские сточные воды значительно выросло.
Даже принимая завышенную эффективность очистки сточных вод 80%, получаем, что в водоемы поступает не менее 12,6 тыс т, что значительно превышает цифру 4 тыс т, указанную выше. Реальное поступление СПАВ, по-видимому, значительно больше - так, только из трех населенных пунктов в одно лишь Иваньковское водохранилище ежесуточно поступает 4,53 т СПАВ (Бойченко, Григорьев, 1991), что означает более 1 600 т в год. Реальное поступление СПАВ в водоемы России должно быть значительно выше, чем указанная выше цифра, еще и потому, что далеко не вся загрязненная вода проходит через сооружения биологической очистки. Так, по данным (Яковлев и др., 1992), за год в природные водоемы РФ отведено 76 353 млн м3 вод, из них загрязненных 27 146 млн м3 , т.е. 36,6 % (остальное - 45 720 млн м3 нормативно-чистых, 3487 млн м3 нормативно очищенных).
СПАВ загрязняют практически все реки России, на которых имеются населенные пункты, в том числе р. Москву (Маняхина, 1990), причем сброс СПАВ в нее в последние годы продолжает увеличиваться - на фоне снижения поступления многих других загрязняющих веществ (Отставнова, Курмакаев, 1997) (Табл. 1.3). Средние концентрации АПАВ, измеренные в воде р. Волги, составили 0.25 мг/л, в р. Клязьме - 0.33 мг/л (Можаев, 1989).
СПАВ применялись при ликвидации последствий аварии на Чернобыльской АЭС. В результате увеличилось загрязнение ими окружающей среды в данном регионе. В экосистемах водохранилищ обнаружены значительные концентрации катионных СПАВ (Калениченко, 1996). В воде аквахозяйства ТЭЦ-5 превышение ПДК (для рыбохозяйственных водоемов) составляло до 37 - 39 и несколько более раз (Давыдов и др., 1997). В этом водоеме наблюдались концентрации КПАВ 0,45 - 0,47 мг/л. Подобные концентрации КПАВ обнаруживали и в воде залива, и в садках с рыбой. Установка для очистки воды, применяемая в инкубационном цехе, существенно не снижала уровень КПАВ в воде (Давыдов и др., 1997). В аквакультуре применяют КПАВ (из группы ЧАС-четвертичных аммониевых соединений) для борьбы с инфекцией рыб; при этом ЧАС добавляют в воду в концентрации 1-2 мг/л (Austin, 1985).
На протяжении последних лет росло также содержание АПАВ в р. Днепр, его притоках и водохранилищах, достигая в отдельных случаях 0,8 мг/л (Кременчугское водохранилище, р. Ворскла) и даже более 0.9 мг/л (р. Днепр у г.Херсона, р. Самара) (Мудрый, 1994).
Зарубежные данные о загрязнении водемов СПАВ недостаточно доступны. Содержание СПАВ LAS в реках США достигало 3,3 мг/л, концентрации АПАВ ABS в реках и эстуариях Малайзии - до 0,54 мг/л; уровень НПАВ алкогольэтоксилатов в реках зарубежной Европы достигал 1,0 мг/л (Lewis, 1991 b). В ФРГ в речной воде регистрировались концентрации СПАВ (LAS) до 1.6-1.7 мг/л (Steinberg et al., 1995). Cредние концентрации LAS в водах, поступающих на очистные сооружения США, составляют 3.5 - 4.8 мг/л. Средняя концентрация LAS в водах после первичной очистки (primary treatment effluent) в США составляла 2.1 мг/л, достигая 2.5 мг/л (Fendinger et al., 1997). Содержание LAS в речных донных осадках США достигало 740 мг/кг, в Германии 275 мг/кг сухих осадков (Fendinger et al., 1997).
В Эгейском море найдены концентрации ПАВ до 0,21 мг/л (на глубине 0,5 м) и до 0,35 (на глубине 5 м) (Cosovic, Ciglenecki, 1997). В Ионическом море на глубине 0,5 м измеренные концентрации ПАВ составили до 0,18 мг/л (Cosovic, Ciglenecki, 1997).
В водных экосистемах обнаружены продукты разрушения и биотрансформации СПАВ, которые обладают эстрогенной активностью и имеют более низкие значения LC50 (т.е. более высокую токсичность), чем исходные СПАВ. Концентрации NP (нонилфенолов) в реках Великобритании достигали 0.18 мг/л (Thiele et al., 1997).
Измеряемые концентрации СПАВ не дают полного представления о степени загрязнения экосистемы и не могут без оговорок сопоставляться с концентрациями СПАВ, добавлемыми в экспериментальные системы при проведении опытов по биотестированию, поскольку значительная часть ПАВ из раствора быстро переходит в сорбированное состояние и не выявляется стандартными методами, которые выявляют только ту долю молекул ПАВ, которые находятся в водном растворе.
Загрязнение водоемов СПАВ в значительной мере обусловлено растущим использованием различных детергентов (синтетических моющих средств, СМС); пеномоющих средств (ПМС); жидких моющих средств (ЖМС), многие из которых содержат фосфаты в качестве одного из компонентов, составляющего до 40% весового состава СМС (Pickup, 1990). Поэтому загрязнение СПАВ следует рассматривать как часть комплексного загрязнения среды (Драчев, 1964; Сиренко, 1972; Лосев и др. 1993; Мудрый, 1995). Доля детергентов в общем антропогенном поступлении Р в водоемы составляет, по оценкам, сделанным в Великобритании, не менее 20-25%, причем доля детергентов в том количестве Р, которое поступает в водоемы со стоками, прошедшими через очистные сооружения (sewage works), составляет около 50% (Pickup, 1990). Ежегодное поступление P с детергентами и различными чистящими композициями на очистные сооружения Великобритании составляет около 35 тыс. т, а поступление P в водоемы с очищенной в этих сооружениях сточной водой - около 56 тыс. т (Pickup, 1990).
CПАВ могут играть немалую роль и как загрязнители наземных экосистем. Так, CПАВ и продукты их деградации могут загрязнять почвы в результате их полива сточными водами, содержащими СПАВ.
Около 30-40% токсичности пестицидов может в некоторых случаях обеспечиваться дополнительными компонентами пестицидных препаратов (Сaux et al., 1986, 1988), среди которых немаловажны именно СПАВ (Weinberger, Rea, 1982).
СПАВ широко используются при добыче нефти и попадают в наземные экосистеме при эксплуатации буровых установок и скважин. Кроме того, при добыче некоторых полезных ископаемых открытым способом технологический процесс может включать покрытие поверхности почвы слоем пены, образуемой на основе СПАВ.
1.7. СПАВ и процессы, важные для самоочищения воды, в том числе ее фильтрация моллюсками. Общий масштаб фильтрации воды в природных экосистемах велик и соответственно велика роль организмов-фильтраторов (наряду с другими гидробионтами [Константинов, 1979; Кокин, 1981; Коронелли, 1982, 1996]) в процессах, участвующих в самоочищении водоемов (Богоров, 1969; Винберг, 1973, 1980; Сущеня, 1975; Иванова, 1976 б; Кондратьев, 1977; Константинов, 1977, 1979; Алимов, 1981; Гиляров, 1987; Заика, 1992; Алексеенко, Александрова, 1995; Wotton et al., 1998; Newell, Ott, 1999). “Благополучие экосистемы водоема определяется не только по индикаторным организмам и видовому разнообразию гидробионтов, но и по сохранению полезных для человека биологических процессов - самоочищения, фотосинтезу и воспроизводству хозяйственно полезных гидробионтов” (Строганов и др., 1983а). Самоочищение водоемов - необходимая предпосылка для определения критических (экологически допустимых) нагрузок на водоемы (Моисеенко, 1999) и оценки ассимиляционной емкости (Израэль, Цыбань, 1989, 1992) водных экосистем. Сохранение самоочистительного потенциала водоемов особенно актуально для России, где в среднем в 27.7% случаев обследования источников хозяйственно-питьевого водоснабжения обнаружено несоответствие химических показателей воды нормативным требованиям, а при изучении ситуации в бассейне Волги в трех областях (Калужская, Нижегородская и Саратовская), Калмыкии и Мордовии несоответствие обнаружено для более чем 40% обследованных источников воды (Эльпинер, 1999).
Поэтому актуален вопрос о том, насколько может подавляться фильтрационная активность гидробионтов под воздействием антропогенных факторов, в том числе химического загрязнения СПАВ (Остроумов 1986а; Ostroumov, 1998). Судя по имеющимся публикациям, пока еще этот вопрос не считается высокоприоритетным при разработке системы контроля и регламентации качества водной среды рыбохозяйственных водоемов в РФ. Эта система основана на установлении предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ в воде путем выполнения опытов с гидробионтами по определенной схеме (Методические рекомендации .... 1986; см. также новое издание, Методические рекомендации…...1998). Эта полезная схема включает многие важные гидробионты и обоснованные методы оценки воздействия веществ на них. Однако, двустворчатые моллюски и фильтрация ими воды отсутствуют в списке рекомендованных объектов и методов биотестирования (Методические рекомендации ... 1986; новое издание 1998 года). Фильтрация воды гидробионтами, в том числе двустворчатыми моллюсками, как объект возможного воздействия и ингибирования со стороны загрязняющих веществ, не упоминается в разделе 3 (“Влияние загрязняющих веществ на процессы самоочищения”) в документе (Методические рекомендации... 1986), а также в соответствующем разделе нового издания (1998).
Скорость фильтрации воды моллюсками могут ингибировать такие вещества, как тяжелые металлы (Stuijfzand et al., 1995), полиароматические вещества, оловоорганические соединения, полихлорбифенилы (Smaal, Widdows, 1994), а также пестициды и другие вещества (Митин, 1984; Donkin et al., 1997; Рыжикова, Рябухина, 1998). Именно фильтрационная активность моллюсков является наиболее уязвимой функцией среди комплекса процессов, которые учитываются в интегрирующем показателе “scope for growth”, характеризующем состояние и потенциал репродукции и роста популяции (Smaal, Widdows, 1994).
Нами изучался вопрос о воздействии СПАВ на активность моллюсков, как морских - мидий Mytilus edulis, M. galloprovincialis, устриц Crassostrea gigas – так и пресноводных. Результаты этой работы изложены в главах 3, 4, 5 и 6, а также в (Остроумов и др., 1997 а, б; Остроумов, Донкин, 1997; Остроумов, 2000 а, б, в, г). В перспективе, представляется целесообразным анализировать новые факты о действии веществ на гидробионтов в связи с фундаментальными проблемами гидробиологии, с учетом того, что "...накопление... загрязняющих веществ... в количествах, превышающих способность биосферы к их переработке, нарушает сложившиеся в ходе длительной эволюции природные системы и связи в биосфере, подрывает способность природных комплексов к саморегуляции" (Остроумов, 1986 б).
Учитывая сказанное, следующие вопросы представляются важными при анализе наших экспериментальных результатов: (1) Могут ли новые данные помочь лучше оценить опасность для самоочищения экосистем (Зак, 1960; Драчев, 1964; Винберг, 1973; Бронфман и др., 1976; Константинов, 1977; 1979; Брагинский и др., 1980; Самоочищение...1980; Синельников, 1980; Вавилин, 1983; Скурлатов 1988; Штамм, 1988; Богдашкина, Петросян, 1988; Поликарпов, Егоров 1986; Коронелли, 1996; Остроумов, Донкин, 1997; Mill et al., 1980; McCutcheon, 1997) в условиях нарастающего химического загрязнения (Гуськов и др., 1986; World Resources, 1994; Мудрый, 1995)? Cуществует ли и какова опасность того, что самоочищение - мишень возможных воздействий? (2) Могут ли новые результаты использоваться при разработке биотехнологических подходов к очистке воды, а также биоремедиации (биовосстановления, bioremediation) загрязненных экосистем (McCutcheon et al., 1995; Medina, McCutcheon, 1996; Varfolomeev et al., 1997), учитывая наличие СПАВ в комплексном загрязнении окружающей среды?
В 80-е годы были опубликованы работы (Маляревская, Карасина, 1983; Брагинский и др., 1983; Ставская и др., 1988, 1989; Ставская, 1990; Остроумов, 1991; Sivak et al., 1982; Bock, Stache, 1982; Ramade, 1987), содержащие анализ литературы. В данной работе при обзоре литературы акцент делается на более поздние исследования.
В работе употребляется, наряду с выражением "загрязняющее вещество", близкий ему по смыслу и широко используемый в международной и научной литературе термин "поллютант" (pollutant). Автор не претендует на полноту охвата всей обширной литературы в данной области и ограничивается только ссылками, иллюстрирующими основные мысли. Термин "биологическая активность веществ" и некоторые другие термины используются в том же смысле, как в работе (Остроумов, 1986 а).
В настоящей работе использовались в качестве тест-организмов представители различных групп организмов, относящихся и к автотрофам, и к гетеротрофам. Обоснование выбора конкретных организмов приведено ниже в главе 2.
Данные о биологических эффектах СПАВ и степени чувствительности или толерантности организмов к ним (в последующих главах содержатся наши новые экспериментальные результаты в этом направлении), как думается, могут представлять интерес с нескольких точек зрения, включая следующие.
(1). С одной стороны, необходимо полнее представить потенциальную опасность возможных негативных последствий различных видов загрязнения окружающей среды, в том числе при массированном попадании СПАВ в нее при нарушении технологических и природоохранных регламентов и нормативов, а также при аварийных и чрезвычайных ситуациях. (2). С другой стороны, выявление сравнительно высокой толерантности также может представить интерес при поиске и создании систем для биотехнологической очистки и обработки загрязненных вод, осадков, почв или иных компонентов экосистем, а также при разработке подходов к биовосстановлению (bioremediation) загрязненных участков и экосистем
Дополнительное обоснование целесообразности изучения данной тематики на основе анализа обширной литературы (более 800 библиографических источников) приведено в больших обзорах (Яблоков, Остроумов, 1983; 1985; Остроумов, 1986 и др.). После их опубликования наше видение и подходы к проблеме оценки биологической активности веществ и экологической опасности, создаваемой загрязнением среды, были поддержаны (Е. М. Лавренко, 1984; М. С. Cоколов, 1987; B. Stugren, 1987; Symonides, 1987; М.В. Гусев, 1988; Н.П. Дубинин, 1988; А. Д. Покаржевский, Н.Л. Семенова, 1988; С.С. Ставская, 1988; В.Д. Романенко, А.В. Романенко, 1992; и др.).
В сферу задач данной работы не включался анализ механизмов воздействия ПАВ на организмы (они в большой степени связаны с биомембранами; именно к области их изучения относились более ранние работы и публикации автора). За рамками задач данной работы лежат и проблемы количественного переноса данных лабораторных экспериментов на природные экосистемы.
Разнообразие использованных организмов, на которых изучалось воздействие СПАВ (ниже приводятся новые данные о воздействиях ПАВ на пресноводные и морские прокариоты и эукариоты, включая бактерии, цианобактерии, водоросли, жгутиковые, высшие растения и беспозвоночные), как хотелось бы надеяться, будет способствует накоплению более широкого материала для фундаментальных обобщений и обоснованных выводов.
Поскольку СПАВ подразделяются на три основные класса - анионные ПАВ (АПАВ), неионогенные ПАВ (НПАВ) и катионные (или катионогенные) ПАВ (КПАВ),- то этим трем классам веществ посвящены специальные главы (главы 3, 4 и 5, соответственно).
Таблица 1. . Количество загрязняющих веществ, сброшенных в водоемы г. Москвы в 1992-1996 гг (тыс. т). Рост поступления в водоемы СПАВ на фоне снижения поступления других загрязняющих веществ (по данным Отставнова, Курмакаев, 1997)
Показа-тели 1992 1993 1994 1995 1996 1996 по сравнению с 1992
СПАВ 0,20 0,42 0,34 0,39 0,43 прирост (215% по сравнен. с 1992 г.)
Нефте-продукты 2,34 2,12 1,68 1,56 0,66 снижение
Сульфа-ты 128,2 116,1 110,5 108,3 111,4 снижение

Азот аммо-ний-ный 28,88 17,99 17,72 14,17 13,55 снижение
Хлориды 232,00 185,7 164,5 146,9 144,6 снижение
Медь 0,095 0,059 0,054 0,059 0,046 снижение
Взвеше-нных веществ 27,67 24,01 24,61 24,03 23,13 снижение
Всего по 22 позициям 3102 2777 2649 2542 1305 снижение

Таблица 1. . Количество публикаций по экологической роли ПАВ как загрязнителей водной среды, отреферированных в РЖ (выпуск “Общая экология. Биоценология. Гидробиология”).
Год № Число публикаций о пестицидах Число публикаций о тяжелых металлах Число публикаций о ПАВ
1995 11 6 5 1 (патент)
12 5 21 1
1996 1 5 9 0
2 5 9 0
- - - -
4 7 10 1
5 15 34 2
6 4 12 0
7 14 28 0
8 4 15 1 (наша статья)
9 16 26 3
10 2 15 0
11 12 21 2
12 3 14 0
1997 1 8 18 1
2 16 20 1
3 9 18 0
4 5 10 0
5 6 12 3
6 9 5 0
7 7 14 0
8 3 14 0
9 7 13 1(почва)
10
11
среднее за 1 месяц
Примечание. Анализ проведен начиная с № 11 за 1995, т.к. именно с этого номера в конце каждого выпуска публикуется предметный указатель; № 3 за 1996 отсутствовал в библиотеке.

(В компьютере автора текст главы представлен в файлах:
D:\zBackup\2006 January 16\PublshdBookSer\Vol_4book_dis\ForFrancis and Taylor\1GLAVA3.DOC;
D:\zBackup\2006 January 16\PublshdBookSer\Vol_4book_dis\ForFrancis and Taylor\GLAVA_1.DOC)

Дальнейшее развитие результатов и идей, изложенных в книге - см. http://scipeople.com/publication/70283/ (Краткий обзор новых концептуальных разработок);

Continuation of the text of Chapter 1 is in the file attached.
Also, a continuation of the material of the Chapter 1 and the book - the line of the research, results and analysis – is represented in 32 publications by the same author – see:
http://www.researchgate.net/profile/Sergei_Ostroumov/blog/521_oncise_results_best-cited_publications_ecology_environment_full_texts_or_abstracts-online_free;

Also, see the other blogs at my profile at the scientific network ResearchGate.
The full text of the book was translated with some additions as the book:
[book] Ostroumov S.A. Biological Effects of Surfactants. CRC Press. Taylor & Francis. Boca Raton, London, New York. 2006. 279 p. Bibliogr. on pages 203-243 and 250-253. Subject Index: p.255-279. ISBN 0-8493-2526-9. ISBN 13: 9780849325267. [Electronic book text: ISBN: 6610517002; ISBN 13: 9786610517008; Publication date: 15 December 2005]; http://www.deastore.com/book/biolo-eff-of-surf-ostroumov-s-a-taylor-e-francis-ltd/9780849325267.html;
http://scipeople.com/publication/67906/; The book summarizes the 20-year research done by the author and over 90 author's research publications in many Russian and international editions as well as hundreds of publications of other scientists. The book contains new detailed information on the results of the author’s studies of the biological effects of synthetic surfactants and detergents on autotrophic and heterotrophic, prokaryotic and eukaryotic organisms. The chemicals included anionic, non-ionic and cationic surfactants, as well as several types of detergents. The freshwater and marine organisms studied included bacteria and cyanobacteria, algae, flagellates, seedlings of higher plants, and invertebrates (mollusks, annelids). The results are discussed and analyzed in connection with new priorities in assessing the ecological hazards of chemical pollution and xenobiotics on the biosphere and hydrosphere, studying water purification in aquatic ecosystems, and setting priorities in the area of environmental protection. The book is of interest to the scientists who conduct research in the relevant areas of ecology, limnology, oceanography, hydrobiology, environmental sciences, water sciences, geosciences, the science of the biosphere and global change, ecotoxicology, as well as to university professors, graduate students and educators. The book is also of interest to those who are involved in environmental management and assessment, environmental law and regulation. The book is also of interest to companies that make dispersants to clean oil spills, shampoos, laundry detergents, detergents for cars, and other detergents.

Key words:
Biological effects, effects of surface-active substances on organisms, surfactants, biological effects, surface-active substances, organisms, Chapter 1, anthropogenic impacts, detergents, pollutants, aquatic ecosystems, the hazards of chemicals to biota, criteria, bioassay, sustainable development, Biosphere, S.A. Ostroumov, surfactants, detergents, biological effects, environmental, hazard, assessment, biotesting, biotest, bioassay, chemical pollution; environmental toxicology and chemistry, environmental science, pollution control, protection of environment, sustainable use of water resources, environmental policy, book, Biological Effects of Surfactants; emergency situations;

«Биологические эффекты при воздействии поверхностно-активных веществ на организм», ПАВ, Биологические эффекты, поверхностно-активные вещества, организмы, Глава 1, Антропогенные воздействия, СПАВ, поллютанты, водные экосистемы, опасность воздействия на биоту, критерии, биотестирование, устойчивое развитие, биосфера, С.А.Остроумов, surfactants, detergents, biological effects, environmental, hazard, assessment, чрезвычайные ситуации