Цианотоксины - потенциальная опасность для пресноводных экосистем и здоровья человека Текст научной статьи по специальности «Биологические науки»

УДК 574.5+615.917

Т.Б. Калинникова, М.Х. Гайнутдинов, Р.Р. Шагидуллин

Институт проблем экологии и недропользования АН РТ, tbkalinnikova@gmail. com

ЦИАНОТОКСИНЫ - ПОТЕНЦИАЛЬНАЯ ОПАСНОСТЬ ДЛЯ ПРЕСНОВОДНЫХ ЭКОСИСТЕМ И ЗДОРОВЬЯ ЧЕЛОВЕКА

В работе представлен обзор большого массива исследований влияния токсинов, продуцируемых цианобактериями, на организмы пресноводных беспозвоночных, рыб, птиц и грызунов, проведенных в последние три десятилетия. В обзоре рассматриваются структура и механизмы токсического действия цианотоксинов в связи с их возможной опасностью для организмов зоопланктона, рыб и водоплавающих птиц. Особое внимание уделяется вопросу о потенциальной опасности цианотоксинов, попадающих в питьевую воду, для здоровья человека.

Ключевые слова: цианобактерии; цианотоксины; эвтрофикация; опасность для организмов животных и человека.

Введение

Цианобактерии (сине-зеленые водоросли) являются большой группой (больше 1000 видов) фотосинтезирующих прокариот, обитающих не только в пресной и морской воде, но и во влажной почве. В благоприятных условиях среды (доступность биогенных элементов, температура и свет) цианобактерии формируют на поверхности водоемов скопления с большой биомассой (так называемое «цветение воды») и пену (Ressom et al., 1994). Планктонные цианобактерии продуцируют такие вторичные метаболиты как широкий спектр токсинов, известных как цианотоксины, которые потенциально могут оказывать негативное влияние на здоровье человека. Поэтому цианобактерии часто рассматриваются как патогенные организмы, хотя они и не развиваются в организме человека (OECD, 2005).

Цианотоксины обычно подразделяют на группы, которые отражают их токсическое действие на системы и органы человека (Codd et al., 2005). Каждый из цианотоксинов может продуцироваться более чем одним видом цианобактерий, и некоторые виды способны продуцировать не один, а несколько токсинов (табл. 1).

Токсичность цианобактерий была обнаружена уже в конце XIX в., но идентификация многих цианотоксинов современными методами привела, начиная с 90-х гг. XX в., к проведению огромного количества исследований как механизмов негативного влияния цианотоксинов на организмы животных, птиц и рыб, так и содержания этих токсинов в поверхностных водах. Эти работы продолжают обобщаться в настоящее время в целом ряде обзорных статей. В настоящее время основными продолжают оставаться два вопроса:

1. Являются ли цианобактерии не только потенциальной, но и реальной угрозой для здоровья человека?

2. В какой степени в период «цветения» водоемов цианобактерии негативно влияют на сообщества беспозвоночных и позвоночных в озерах, прудах и водохранилищах?

Характеристика основных групп цианоток-синов

Микроцистины и нодулярины

Микроцистины и нодулярины являются циклическими пептидами, состоящими из семи (микроцистины) или пяти (нодулярины) аминокислот. Эти цианотоксины рассматриваются как гепато-токсины, и основной характеристикой их химической структуры является наличие в ней аминокислоты Adda (3-амино-9-метокси-2,6,8-триме-тил-10-фенилдека-4,6-диеноевая кислота), которая уникальна для цианобактерий (Funari, Testai, 2008). Вариации структуры микроцистинов и нодуляринов проявляются в изменениях двух (микроцистины) или одной (нодулярины) аминокислот и в некоторых других изменениях аминокислотного состава и последовательности аминокислот в пептидах. В результате таких изменений существует более 70 вариантов микроцистинов и 6 вариантов нодуляринов (Sivonen, Jones, 1999).

Микроцистин-LR, структура которого представлена на рисунке 1, на основании многочисленных токсикологических исследований рассматривается как потенциально самый опасный из гепатотоксинов, продуцируемых цианобактерия-ми (Funari, Testai, 2008). Как правило, токсическое действие микроцистинов на организмы человека, грызунов, птиц, рыб и беспозвоночных объясня-

Таблица 1. Токсикогенные цианобактерии, обитающие в морской, соленой и пресной воде

(Funari, Testai, 2008)

Цианотоксины Виды бактерий, продуцирующие цианотоксины

Микроцистины Большинство Microcystis spp и Planktothrix spp, некоторые Anabaena, Nostoc и Synechocystis и Cyanobium bacillare, Arthrospira fusiformis, Limnothrix redekei, Phormidium formosum, Hapalosiphon hibernicus

Нодулярины Nodularia spumigena (в устьях рек)

Цилиндроспермопсин Cylindrospermopsis raciborskii, Umezakia natans, Aphanizomenon ovalisporum, Aphanizomenon flos-aquae, Rhaphidiopsis curvata, Anabaena lapponica, Anabaena bergii

Анатоксин-а Большинство Anabaena spp., некоторые Aphanizomenon (A. flos-aquae, A. issatschenkoi), Cylindrospermum, Microcystis и Planktothrix spp. и Raphidiopsis mediterranea

Гомоанатоксин-а Oscillatoria formosa, Raphidiopsis mediterranea

Анатоксин-а(8) Anabaena flos-aquae и A. lemmermannii

Сакситоксины Aphanizomenon, Anabaena, Lyngbya и Cylindrospermopsis spp.

LPS эндотоксины Все цианобактерии

Аплизиатоксин, Лингбиатоксин, Дебромоаплизиатоксин Lyngbya majuscula (в морской воде), Oscillatoria nigro-vridis

Микровиридин J Microcystis spp

ß-N-метиламино-L-аланин (BMAA) Microcystis, Anabaena, Nostoc и Planktothrix spp и большинство протестированных симбионтов цианобактерий

ется нарушением регуляции внутриклеточных процессов, осуществляемой фосфорилированием и дефосфорилированием белков. Фосфорилиро-вание белков протеинкиназами и их дефосфори-лирование фосфатазами регулируется во всех без исключения клетках многоклеточного животного и человека внутриклеточными посредниками действия гормонов и нейромодуляторов, такими, как циклический 3'5'АМФ, ионизированный Ca2+ в цитоплазме и другие. Микроцистины вызывают специфическое ингибирование протеин серин/ треонин фосфатаз (PP1 и PP2A) (Gehringer, 2004). Очевидным следствием этого ингибирования является нарушение регуляции многих клеточных функций внутриклеточными сигналами. Таким образом, микроцистины представляют собой ци-тотоксины, мишенями действия которых являются многие клетки в организме. Специфической функцией печени является детоксикация, включающая в себя аккумуляцию токсинов, попавших в организм. Поэтому при попадании микроцисти-нов в организм в основном проявляется их гепа-тотоксическое действие (Funari, Testai, 2008).

Действие больших доз микроцистина-LR, вы-

зывающих острую интоксикацию при перораль-ном введении в организм мышей, проявляется в изменениях цитоскелета, перекисном окислении липидов, окислительном стрессе и апоптозе. Следствием этих изменений является возникновение в тканях печени очагов геморрагии из-за повреждения синусоидальных капилляров (Funari, Testai, 2008). Низкие дозы микроцистина-LR при его длительном введении в организм индуцируют пролиферацию клеток и гипертрофию печени (Gehringer, 2004). В связи с тем, что ми-кроцистин-LR проникает через гематоэнцефали-ческий барьер в центральную нервную систему, он потенциально может вызывать неврологические нарушения, наблюдавшиеся в Бразилии (Azevedo et al., 2002). Острая токсичность после внутрибрюшинного введения мышам выявляется в ЛД50=50 мкг/кг массы тела, в то время как при пероральном введении токсичность значительно ниже, и ЛД50 = 5000 мкг/кг массы тела (Fawell et al., 1994, 1999a). Стократное снижение токсичности микроцистина-LR при его введении в организм мышей перорально, по сравнению с введением внутрибрюшинно, свидетельствует о низ-

4

российский журннл ИМ! экологии

Рис. 1. Химическая структура микроцистина-LR

Рис. 2. Химическая структура нодулярина

кой проницаемости слизистых оболочек желудка и кишечника для этого токсина.

Острая токсичность разных вариантов микро-цистинов варьирует в достаточно широком диапазоне. Для некоторых из них (микроцистин-LA, микроцистин-YR и микроцистин-УМ9) ЛД50 сходна с таковой для микроцистина-LR, у других микроцистинов она составляет от 50 до 1200 мкг/ кг массы тела (Zurawell et al., 2005).

Химическая структура (рис. 2) и механизм токсического действия нодуляринов и микроцистинов обладают большим сходством. Нодулярины, так же как микроцистины, вызывают ингибирование фосфатаз (Yoshigawa et al., 1990). При действии нодуляринов на организмы крыс проявляется кумулятивная токсичность и канцерогенность (Song et al., 1999; Sueoka et al., 1997). В то же время, по оценкам Международного агентства по изучению рака, нодулярин не рассматривается как канцероген для организма человека (IARC, 2006). ЛД50 для мышей при внутрибрюшинном введении составляет 5070 мкг/кг массы тела (Funari, Testai, 2008). ЦилииЛрндпермопсоп

Молекула цилиндроспермопсина состоит из трициклической группы гуанидина, объединенной с гидроксиметилурацилом (рис. 3). Цилиндроспермопсин является цитотоксином, вызывающим в основном повреждения печени и почек, хотя клетки других органов также повреждаются при экспозиции к нему (Falconer et al., 1999; Seawright et al., 1999).

Особенностьюдействияцилиндроспермопсина на организм грызунов является позднее и длительное проявление его острой токсичности. После введения летальной дозы этого токсина гибель наступает в течение 24-120 часов. При этом ЛД50 через 24 часа после инъекции составляет 2.1 мг/кг массы тела, но снижается в 10 раз до 0.2 мг/кг массы тела при увеличении времени наблюдения токсического эффекта до 120-144 часов (Ohtani et al., 1992).

Цитотоксическое действие цилиндроспер-мопсина в основном обусловлено ингибировани-ем синтеза белков (Terao et al., 1994), но показано существование и других механизмов токсического действия метаболитов цилиндроспермопсина (Froscio et al., 2001). У цилиндроспермопсина может проявляться и канцерогенный эффект, но только при его введении в организм грызунов пе-рорально в очень больших дозах, таких как 500 и 1500 мг/кг массы тела (Falconer, Humpage, 2001).

Нейротоксины, продуцируемые цианобак-териями

Большинство исследований цианотоксинов, проведенных в последние 30 лет, посвящено изучению токсического действия гепатотоксич-ных микроцистинов и продуцирующих их циано-бактерий. В то же время сравнительно невелико количество исследований нейротоксинов, продуцируемых цианобактериями. Самыми известными нейротоксинами, продуцируемыми цианобак-териями, являются анатоксины и сакситоксины.

Анатоксин-а - это бициклический алкалоид; присутствие дополнительной метильной группы определяет единственное различие в структурах анатоксина-а и гомоанатоксина-а.

Анатоксин-а^) - это фосфорный эфир N-гидроксигуанидина. Общей мишенью токсического действия анатоксина-а и анатоксина-а^) в организмах человека, млекопитающих, птиц, рыб и беспозвоночных является холинергическая

Рис. 3. Химическая структура цuлuîíUpинnepмonпuнa

система, но механизмы нарушения ее функций анатоксином-а и анатоксином-а^) различны.

Холинергическая система приобретена многоклеточными организмами животных на ранней стадии их эволюции. Она играет важную роль в регуляции всех основных функций организмов человека, позвоночных и беспозвоночных животных. Универсальным элементом холинерги-ческой системы являются холинергические синапсы - синаптические связи между нейронами или нейронами и мышцами, которые осуществляются секрецией ацетилхолина нейронами и его связыванием рецепторами в постсинаптических нейронах и мышцах. Анатоксин-а^) нарушает функции холинергической системы ингибиро-ванием ацетилхолинэстеразы, которое вызывает аномальное увеличение концентрации ацетилхо-лина, следствием чего является гиперактивация рецепторов ацетилхолина, нарушающая функции холинергических синапсов (Patocka et al., 2011). В свою очередь, анатоксин-а не оказывает влияния на активность ацетилхолинэстеразы, но является агонистом никотиновых рецепторов ацетилхоли-на, который вызывает их гиперактивацию и, как следствие, гипервозбуждение постсинаптических нейронов и мышц (Fawell, James, 1994; Funari, Testai, 2008).

Нейротоксины являются вторичными метаболитами цианобактерий, которые были приобретены ими в ходе эволюции для защиты от поедания многоклеточными животными. В то же время в сельском хозяйстве, медицине и ветеринарии используются средства для защиты от паразитических насекомых и червей, механизм действия которых тот же, что и у анатоксина-а и анатокси-на-а^). Это пестициды - ингибиторы ацетилхо-линэстеразы (алдикарб и др.) и агонисты н-холи-норецепторов, являющиеся антигельминтными средствами (левамизол) и инсектицидами (неони-котиноиды).

Анатоксин-а(s)

Анатоксин-а^) (рис. 4) продуцируется цианобактериями рода Anabaena, такими как A. flos-aquae, A. lemmermannii и A. spiroides (Landsberg, 2002b; Molica et al., 2005). Он необратимо ингибирует ацетилхолинэстеразу (de Abreu, Ferräo-Filho, 2013). Анатоксин-а^) обладает высокой токсичностью для млекопитающих, вызывая обильное слюноотделение, конвульсии и смерть в результате остановки дыхания (Codd et al., 1999; Chorus, Bartram, 1999). Действие этого токсина на организм проявляется чрезвычайно быстро, вызывая гибель мышей через 20-30 минут после внутрибрюшинной инъекции анатоксина-а^) в организм (Sivonen, 2000). Особенностью

Рис. 4. Химическая структура анатоксина-а^)

токсического действия анатоксина-а^) на организмы мышей при внутрибрюшинном введении является отсутствие ингибирования ацетилхолинэстеразы в головном мозге, свидетельствующее о том, что это вещество не способно проникать через гематоэнцефалический барьер (Соок et а1, 1989). Поэтому считается, что токсическое действие анатоксина-а^) является следствием нарушения периферических, но не центральных процессов в холинергической системе млекопитающих (Patocka et а1., 2011).

Информация об опасности анатоксина-а(s) для пресноводных систем ограничена. «Цветение» цианобактерий рассматривается как причина гибели птиц на озере Денмарк (Нью-Джерси, США) в июле 1993 г. и в июне-июле 1994 г. В скоплениях цианобактерий на этом озере доминировали А. lemmermannii. Н. Onodera с соавторами (Onodera et а1., 1997) было выявлено содержание в них нейротоксина, ингибирующего ацетилхолинэстеразу. Показано, что этим нейротоксином является анатоксин-а^) (Henriksen et а1, 1997). В США и Европе было отмечено отравление свиней, собак, телят и птиц анатоксином-а^) из природных водоемов (Соок et а1., 1989; Onodera et а1., 1997; Pushner et а1., 2008, 2010).

Вопрос о роли анатоксина-а^) в возможном негативном влиянии продуцирующих его цианобактерий на пресноводные экосистемы во многом остается открытым. В связи с известными случаями гибели птиц в условиях бурного размножения видов цианобактерий, продуцирующих анатоксин-а(s), очевидно, что этот токсин может использоваться цианобактериями для защиты от поедания водоплавающими птицами и, возможно, растительноядными рыбами. В то же время, у планктонных беспозвоночных в периферических процессах, происходящих в теле, в качестве возбуждающего нейротрансмиттера, в отличие от позвоночных, используется не ацетилхолин,

G

российский журннл лриклллной экологии

а глутамат. У планктонных ракообразных, питающихся цианобактериями, ацетилхолин используется как сигнальная молекула в центральной нервной системе, которая отделена от тела гематоневральным барьером, выполняющим те же функции, что и гематоэнцефалический барьер у позвоночных, который непроницаем для анатоксина-а^). Поэтому возможно, что в пресноводных экосистемах анатоксин-а^) используется цианобактериями для защиты от позвоночных (птицы, рыбы), но не от планктонных ракообразных.

Анатоксин-а

Anatoxin-a Homoanatoxin-a

Рис. 5. Химическая структура анатоксина-а и гомоанатоксина-а

Анатоксин-а является бициклическим алкалоидом, и присутствие дополнительной метильной группы отличает химическую структуру гомоана-токсина-а от анатоксина-а (рис. 5). Молекулярной мишенью токсического действия анатоксина-а на организмы млекопитающих, птиц, рыб и беспозвоночных являются никотиновые рецепторы аце-тилхолина (Carmichael, 1998; Funari, Testai, 2008). Связывание анатоксина-а с этими рецепторами в нейронах и локомоторных мышцах вызывает деполяризацию мембран, следствием которой является нарушение функций центральных и периферических процессов холинергической системы позвоночных, таких как регуляция дыхания и нервно-мышечная передача (Fawell, James, 1994; Funari, Testai, 2008). При внутрибрюшинном введении анатоксина-а ЛД50 составляет 375 мкг/кг массы тела, а гибель мышей наступает в течение нескольких минут в результате нервно-мышечного паралича и остановки дыхания (Fawell, James, 1994). При пероральном введении анатоксина-а ЛД50 составляет > 5000 мкг/кг массы тела (Fitzgeorge et al., 1994). При внутривенном введении анатоксина-а ЛД50 < 100 мкг/кг массы тела (Astrachan et al., 1980). Анатоксин-а быстро разлагается в организме мышей, и поэтому эффект аккумуляции при повторных введениях не проявляется. Острая токсичность гомоанатоксина-а примерно та же, что и у анатоксина-а (ЛД50 = 300 мкг/ кг массы тела при внутрибрюшинном введении) (Namikoshi et al., 2003). При хроническом введении (менее двух месяцев) высоких доз анатокси-

на-а (120 и 510 мкг/кг массы тела) токсические эффекты не выявляются. Не выявляется и токсическое действие анатоксина-а на развитие плода при его введении беременным грызунам (Fawell et al., 1999b; MacPhail et al., 2005).

При исследовании действия очищенного анатоксина-а на организмы Daphnia magna токсичность проявляется только при высоких его концентрациях (2.09 мкг/мл при 24-часовой экспозиции к токсину и 1.7 мкг/мл при 48-часовой экспозиции) (Sieroslawska, 2013).

В целом токсикологические данные показывают, что анатоксин-а не представляет угрозы для здоровья людей как при загрязнении им питьевой воды, так и воды, используемой в рекреационных целях. В то же время во Франции в 2003 г. описан случай отравления 37 собак (в том числе 26 - с летальным исходом) водой, загрязненной циано-бактерией Phormidium favosum, продуцирующей анатоксин-а (Gugger et al., 2005) Возможно, что Phormidium favosum продуцирует не только анатоксин-а, но и другой цианотоксин, неиденти-фицированный авторами этой работы. Сходная ситуация наблюдается и для Daphnia magna. Экстракты цианобактерий, продуцирующих анаток-син-а, оказывали сильное токсическое действие на организм D. magna (Sieroslawska et al., 2010), хотя эти авторы в последующем не обнаружили соответствующее этим данным токсическое действие очищенного анатоксина-а и предположили, что цианобактерии продуцируют не только ана-токсин-а, но и неидентифицированный токсин (Sieroslawska, 2013).

Сакситоксины

Рис. 6. Химическая структура сакситоксина

Сакситоксины - это большая группа токсинов, более 20 молекул с разной токсичностью. По химической структуре сакситоксины близки к кар-баматам (рис. 6). У самых токсичных сакситокси-нов ЛД50 для мышей при внутрибрюшинной инъекции всего 10 мкг/кг, у наименее токсичных - в 165 раз больше (Briand et al., 3003; Funari, Testai, 2008). Сакситоксины блокируют натриевые каналы в нейронах, препятствуя распространению

потенциала действия в периферических нервных волокнах и скелетных мышцах. Это приводит к параличу скелетных и дыхательных мышц и остановке дыхания (Kao, 1993; Su et al., 2004; Wahg et. al., 2003).

Сакситоксины легко всасываются в желудочно-кишечном тракте и проникают через гемато-энцефалический барьер. Сакситоксины быстро метаболизируются и выводятся из организма с мочой (Funari, Testai, 2008).

Сакситоксины могут аккумулироваться в организмах моллюсков и ракообразных. Сакситокси-ны вызывают нарушения координации движения у рыб и иммобилизацию Cladocera (Llewellyn et al., 1997). Известные случаи отравления человека сакситоксинами связаны с употреблением в пищу моллюсков и ракообразных, в тканях которых присутствовали токсичные Dinoflagellata (Landsberg, 2002a). Случаев отравления человека циа-нобактериями, продуцирующими сакситоксины, пока не описано. Сакситоксины задерживают эмбриональное развитие Danio rerio и вызывают нарушения органогенеза. В организмах рыб сакси-токсины вызывают гистологические изменения, перекисное окисление липидов, изменяют активность глутатион-8-трансферазы, этоксирезору-фин-О-деэтилазы и ацетилхолинэстеразы. Несмотря на отсутствие в мышцах рыб сакситоксинов, C. A. Silva с соавторами (Silva et al., 2011) выявил повышенную активность супероксиддисмутазы, тогда как активность карнитинацилтрансферазы, глутатион-8-трансферазы и глутатионпероксида-зы была снижена, что свидетельствует о снижении антиоксидантной защиты клеток. Помимо биохимических и физиологических нарушений сакситоксины вызывают изменения поведения рыб, снижая их двигательную активность.

Опасные для человека дозы сакситоксинов варьируют в широких пределах. По данным одних исследований употребление человеком 0.1441.66 мг сакситоксинов приводило к незначительному эффекту, в то время как другие авторы отмечают широкий спектр токсических эффектов, от умеренных симптомов до паралича, при употреблении 0.456-12.4 мг сакситоксинов. Такие различия могут быть связаны с разными методическими подходами при определении актуальной дозы токсина, особенностями применяемого токсина и индивидуальной чувствительностью к яду (Shumway, 1995).

Имеющиеся в литературе токсикологические данные в основном относятся к сакситоксинам, продуцируемым цианобактериями, обитающими в морской воде. Тем не менее, химическая структура и токсичность сакситоксинов не зависит от

среды обитания цианобактерий (Funari, Testai, 2008; Sieroslawska, 2013), и потенциально они могут представлять опасность и в пресной воде.

Влияние цианотоксинов на организмы зоопланктона

«Цветение» цианобактерий развивается в эвтрофицированных водных экосистемах и рассматривается как фактор риска для водной фауны. В то же время, несмотря на то, что массовая гибель водных позвоночных часто ассоциируется с «цветением» цианобактерий (Stewart et al., 2008), остается открытым вопрос о возможности массовой гибели водных беспозвоночных (Daph-nia и др.), вызванной интенсивным развитием цианобактерий (Baumann, Jüttner, 2008). Большинство исследований, посвященных решению этого вопроса, ориентированы на изучение возможного негативного влияния гепатотоксинов-микроци-стинов на организмы зоопланктона.

Цианобактерии, продуцирующие микроци-стины, в значительной степени являются пищей для таких организмов зоопланктона, как Daph-nia (Schoenberg, Carlson, 1984; Thompson et al., 1982). Присутствие Microcystis в пище оказывает негативное влияние на Daphnia, которое проявляется в ингибировании питания несколькими штаммами Microcystis и в прямом токсическом действии после употребления Microcystis в пищу (Jungmann et al., 1991; Lampert, 1981; Nizan et al., 1986; Thostrup, Christoffersen, 1999). В экспериментах с пятью видами дафний (D. galeata, D. hy-alina, D. pulicaria, D. pulex и D. magna) показано, что микроцистины, продуцируемые Microcystis, снижают выживаемость дафний, но не вызывают ингибирования их питания (Rohrlack et al., 2001). Предполагается, что ингибирование питания клетками Microcystis является следствием выделения ими в среду не только микроцистинов, но и других биологически активных соединений, таких как ингибиторы протеаз (Jakobi et al., 1995; Martin et al., 1993; Rohrlack et al., 2001). В то же время, в экспериментах с очищенными цианоток-синами микроцистин-LR токсичен для D. magna только в очень высоких концентрациях 0.67-2.78 мкг/мл (Sieroslawska, 2013), которые на порядки выше концентраций микроцистинов в природных водоемах в период «цветения» Microcystis. Поэтому маловероятно прямое токсическое действие на организмы дафний в природных условиях. Тем не менее, возможно, что Microcystis оказывают на организмы зоопланктона токсическое действие продукцией других токсинов, которые не являются микроцистинами, и токсичны для беспозвоночных, но не для грызунов.

8

российский журннл приклпой экологии

Относительно небольшое количество исследований проведено для изучения возможного токсического действия на организмы водных беспозвоночных цианобактерий, продуцирующих нейро-токсины, такие как анатоксин-а, анатоксин-а^) и сакситоксины (Bajgar, 2004; Beasley et al., 1989). Дж. Гилберт в 1994 г. показал токсичность циа-нобактерии Anabaenaflos-aquae, продуцирующей анатоксин-а, на организмы планктонных коловраток (Gilbert, 1994), но это исследование не получило продолжения. Более того, в экспериментах с D. magna токсичность анатоксина-а проявляется только в очень высоких концентрациях (1.37-2.5 мкг/мл) (Sieroslawska, 2013).

В 2013 г. F. de Abreu и A. Ferrao-Filho показали токсическое действие Anabaena spiroides, продуцирующей анатоксин-а^), на организм Daphnia similis (de Abreu, Ferrao-Filho, 2013). Интактные клетки этой цианобактерии снижали скорость роста и выживаемость D. similis, но токсичность экстрактов A. spiroides была намного ниже токсичности клеток (de Abreu, Ferrao-Filho, 2013). Поэтому маловероятно, что негативное влияние A. spiroides на организм дафний является следствием действия токсинов, продуцируемых в среду. Показано также негативное влияние циа-нобактерии Aphanizomenon issatschenkoi, продуцирующей сакситоксин, на рост тела D. magna (Nogueira et al., 2004). Бактерия Cylindrospermo-psis raciborskii, которая также продуцирует сак-ситоксин, ингибирует плавание D. pulex и Moina micrura (Ferrao-Filho et al., 2008, 2010). Эта же бактерия снижает скорость роста как тела, так и численности популяции D. magna (Nogueira et al., 2004). В то же время показано наличие у C. raciborskii биологически активных вторичных метаболитов, которые не являются сакситоксинами, но негативно влияют на организмы дафний (Costa et al., 2013).

В целом результаты немногочисленных исследований возможного влияния нейротоксинов, продуцируемых цианобактериями, на организмы дафний достаточно противоречивы и не позволяют сделать вывод о наличии этого влияния в природе.

Действие цианотоксинов на организм рыб

Влияние на организм рыб цианобактерий, продуцирующих микроцистины

Токсическое действие микроцистинов на организм рыб интенсивно исследуется последние 25 лет (Malbrouck, Kestemont, 2006). Тем не менее, хотя связь между гибелью рыб и размножением цианобактерий в основном очевидна, в большинстве случаев остается открытым вопрос о том,

является ли гибель рыб следствием секреции ми-кроцистинов или она вызывается другими изменениями окружающей среды, происходящими во время «цветения» цианобактерий (высокая температура воды, высокий pH, высокие концентрации аммония в воде, низкий уровень растворенного в воде кислорода) при наличии возможного негативного влияния на организм рыб комбинации изменений физических факторов среды и присутствия цианобактерий (Kangur, Kangur, 2002; Jewel et al., 2003). Поэтому ключевое значение для оценки негативного влияния цианотоксинов на организм рыб в пресноводных экосистемах имеют результаты экспериментальных исследований токсичности цианотоксинов для рыб.

Исследования влияния микроцистинов на ранние стадии развития рыб показали, что концентрации микроцистинов, соответствующие их концентрациям в природе, не оказывают острого токсического действия на эмбрионы рыб (Malbrouck, Kestemont, 2006). Тем не менее, негативное влияние микроцистинов на развитие эмбрионов и личинок рыб проявляется в течение нескольких дней во время критической фазы развития и может снижать их выживаемость и, как следствие, снижать численность популяций рыб (Ernst et al., 2001; Oberemm et al., 1999).

На рисунке 7 дана схема токсического действия микроцистина на организм рыб, представленная в обзоре C. Malbrouck и P. Kestemont (2006). Ми-кроцистины, проникающие в кровь в результате их внутрибрюшинной инъекции, перорального введения в организм и диффузии микроцистинов через поверхность тела аккумулируются в печени, почках, кишечнике, жабрах и мышцах. В отличие от действия микроцистинов на организмы грызунов, их токсическое действие на организм рыб проявляется не только в гепатотоксическом эффекте, но и в дегенеративных изменениях клеток почек и слизистой кишечника и в нарушениях ионного гомеостаза в жабрах. В то же время организм рыб способен к детоксикации микроцисти-нов глутатион-8-трансферазой. При ее действии образуются конъюгаты микроцистинов с глутати-оном, которые выводятся из организма (рис. 7).

Микроцистины могут аккумулироваться в органах как морских, так и пресноводных рыб (главным образом в печени) (Ernst et al., 2001; Magalhaes et al., 2001, 2003; Sipia et al., 2001; Jang et al., 2003), но в основном в виде конъюгатов с глутатионом, которые малотоксичны по сравнению с несвязанными с глутатионом микроцисти-нами (Kondo et al., 1992).

В исследованиях токсичности микроцисти-нов для молодых и взрослых рыб используют три

Поступление

MCs ■

(внутрибрюшные

инъекции,

перрЕральнЕе

введение,

пЕгружевие)

Аккумуляция

КрЕВЬ

4%

Печки

1,5%

Кишечник

1%

Жабры

0,8%

Сердце

Мышцы 0,3%

Действие

Изменение иммунЕЛЕгических характеристик и свейств крЕВи, пЕВышение активнести ALT, AST и LDH

Гистопатологические изменения (набухание и некроз гепатоцитов, апоптоз, лизис клеток, сжатие и деформация ядер, везикуляция и трансформация шероховатого эндоплазматического ретикулума и др.)

Дегенеративные изменения канальцев, клубочков и интерстициальной ткани (вакуолизация, отторжение и апоптоз клеток)

ПатЕЛЕгические изменения слизистей кишечника

ИнгибирЕвание иенных насесев хлЕридных клетЕК жабр, пЕтеря иеннеге гЕмеЕстаза

Увеличение частЕты сЕКращений, систЕЛическЕгЕ Ебъема и сердечнЕгЕ выбрЕса

Изменений не выявленЕ

Детоксикация Выведение

^ MC+GSH GST

MC-GSH кЕньюгат

i

выведение с желчью

Рис. 7. Механизм токсического действиямикроцистиновнаорзанизм рыб

MCs - микроцистинылСТтачанижочинотрансфеяоси;Р0>Т -аспартamамтнотрансфераза;

LDH - лактатдегийрчиеназа; МС-микроцистин;08Н - гяутатион; GST - гяутатион^-трансфераза

(Malbrouck, Kestemont, 2006)

способа введения элин токсиноо ворганизм:

1) внутрибрюшинные инъекции цианотокси-нов;

2) пероральное ноедение, когда цианотокнины попадают в скнонозмкмecтe с пощэй;

3) содержание рыб в воде, в которую добавляют очищенные токсины, клетки цианобактерий или их лизаты.

Кормление цианобактериями и инкубация рыб в воде, содержащей цианобактерии или продуцируемые ими токсины, в большей степени имитирует негативное влияние цианотоксинов на рыб в природе, чем инъекции цианотоксинов в организм рыб.

Внутрибрюшинные инъекции микроцисти-на-ЬЯ в организмы взрослых рыб вызывают их гибель, но, как показано в таблице 2, ЛД50 для организмов карпа и форели (550 мкг/кг массы тела) значительно выше, чем для организмов мышей и крыс (50 и 160 мкг/кг массы тела соответственно).

В экспериментах, в которых цианобактерии, продуцирующие микроцистины, добавляются в воду, токсичность проявляется значительно сла-

бее, чем пр и введении микроцистинов в организм рыб вместе с пищей или при внутрибрюшинных инъекциях микроцистинов (Phillips et al., 1985; ТепраПв et al., т994).Действие микроцистинов на организмы молодых рыб проявляется, прежде всего, в замедлении или остановке их роста (Bury et al., 1995; Kamjunke et al., 2002a, 2002b). Длительная экспозиция рыб к цианобактериям вызывает нарушения осморегуляции их организмов (Bury et al., 1995; Best et al., 2003). Ряд фактов свидетельствует о том, что массовая гибель рыб при «цветении» M. aeruginosa может быть следствием нарушения ионного гомеостаза в результате ин-гибирования ионных каналов в хлоридных клетках жабр (Bury et al., 1996; Gaete et al., 1994; Malbrouck, Kestemont, 2006; Zambrano, Canelo,1996). В то же время, в публикациях о токсическом действии M. aeruginosa на организмы рыб существуют противоречия. С одной стороны, оно рассматривается как следствие действия токсических пептидов (микроцистин-LR и сходный с ним токсин) на транспорт ионов в жабрах пресноводных рыб (Gaete et al., 1994; Zambrano, Canelo, 1996). С другой стороны, существуют данные о том, что

10

российский журннл ИМ! экологии

Таблица 2. Токсичность внутрибрюшинных инъекций очищенного микроцистина-LR для разных видов млекопитающих и рыб

Виды ЛД50 (мкг/кг массы тела) Источник

Мышь 50-160 Hooser et al., 1989

Крыса 160 Hooser et al., 1989

Карп 550 Raberg et al., 1991

Форель 550 Tencalla et al., 1994

линии M. aeruginosa продуцируют химические соединения, не являющиеся микроцистинами, такие как жирные кислоты, которые ингибируют в жабрах транспорт ионов Ca2+ и K+^ависимую паранитрилфосфатфосфатазу (Bury et al., 1996, 1998). Другими токсическими эффектами микро-цистинов у рыб являются патологические изменения клеток печени, почек и жабр (Carbis et al., 1996; Fischer, Dietrich, 2000; Fischer et al., 2000).

Влияние на организмы рыб цианобактерий, продуцирующих анатоксин-а

Исследования возможного токсического влияния цианобактерий, продуцирующих анаток-син-а, на организмы рыб ограничиваются двумя работами, опубликованными в 2007 и 2009 г. (Os-swald et al., 2007, 2009). В одной из них изучалось влияние анатоксина-а и экстрактов цианобакте-рий Anabaena sp., продуцирующих анатоксин-а, на ранние стадии развития карпа. Результаты этих экспериментов показали, что чистый ана-токсин-а не оказывает никакого влияния на развитие эмбрионов рыб. Экстракты цианобактерий Anabaena sp., напротив, обладают высокой токсичностью для процесса развития (Osswald et al., 2009). Очевидно, что не анатоксин-а, а другой токсин, продуцируемый Anabaena sp., нарушает развитие рыб.

Этой же группой авторов было проведено исследование токсичности Anabaena sp. для юве-нильных особей Cyprinus carpio (Osswald et al., 2007). В этих экспериментах использовались не интактные клетки цианобактерий, а клетки, предварительно подвергнутые заморозке. Замораживание клеток могло вызвать повреждение клеточных мембран и, как следствие, освобождение внутриклеточных цианотоксинов. Результаты этих экспериментов показали, что все рыбы погибают после 26-29 часов инкубации с размороженными клетками цианобактерий при их высокой плотности (107 клеток/мл), хотя при плотности 105 клеток/мл их токсичность не проявлялась (Osswald et al., 2007). В условиях этих экспери-

ментов наблюдалась только слабая аккумуляция анатоксина-а в теле рыб (0.031 мкг/г массы тела при плотности 105 клеток/мл и 0.768 мкг/г массы тела при плотности 107 клеток/мл). Эта работа, опубликованная в 2007 г., не имела продолжения, а ее результаты не позволяют сделать вывод о токсичности анатоксина-а для рыб.

Влияние цианотоксинов на организм птиц

При рассмотрении возможных угроз пресноводных цианобактерий для экосистем, организмов человека и животных основное внимание уделяется цианобактериям, продуцирующим микроцистины. При наличии большого количества исследований токсичности микроцистинов для организмов животных и рыб опубликовано немного работ, рассматривающих влияние токсического действия микроцистинов на организмы птиц. Летом 1995 г. 20 пестроносых крякв погибли в одном из прудов в префектуре Хиого в Японии. Ряд фактов свидетельствовал о том, что причиной этой гибели было массовое размножение токсичной пресноводной цианобактерии Microcystis aeruginosa. Аутопсия погибших птиц выявила некроз печени; печень при этом была окрашена в темно-зеленый цвет (Matsunaga et al., 1999). Токсичные цианобактерии рассматриваются как возможная причина гибели малых фламинго на озере Богория в Кении в 2002 г. (Krienitz et al., 2003). Показана токсичность цианотоксинов при пероральном введении в организм японских перепелов (Paskova et al., 2008; Scocovska et al., 2007).

В то же время местообитанием многих водоплавающих птиц являются водоемы, в которых регулярно происходит массовое сезонное «цветение» токсичных цианобактерий, но при этом не наблюдается интоксикация или гибель уток, употребляющих в пищу эти цианобактерии. Этот феномен стал поводом для специального исследования, результаты которого были опубликованы в 2012 г. (Li et al., 2012).

В рыбоводческих прудах в Китае в теплое

время года (апрель-сентябрь) происходит регулярное «цветение» цианобактерий, наносящее значительный финансовый ущерб из-за снижения производства рыбы. При этом не наблюдается токсическое влияние цианобактерий на уток, обитающих в этих прудах (Li et al., 2012).

В экспериментах с использованием неочищенных экстрактов токсичных цианобактерий из рыбоводческих прудов показано, что внутрибрю-шинные инъекции неочищенных микроцистинов уткам вызывают острую токсичность с ЛД50 84.8 мкг/кг массы тела (Li et al., 2012), сходной с ЛД50 для грызунов (75 мкг/кг массы тела) (Ito et al., 2000, 2001).

Мишенью токсического действия микроци-стинов при их внутрибрюшинном введении в организмы уток и утят так же, как у грызунов, является печень. Проявления гепатотоксичности микроцистинов, выявляющиеся методами гистохимического анализа, у уток те же, что у грызунов и других птиц. В то же время при перораль-ном введении микроцистинов в организм ЛД50 у грызунов повышается на порядок (~ 500 мкг/кг массы тела) (Ito et al., 2000, 2001), в то время как у уток и утят токсичность экстракта цианобакте-рий, продуцирующих микроцистины, при перо-ральном введении вообще не проявляется (Li et al., 2012).

Результаты этой работы показывают, что утки не чувствительны к пероральному введению больших доз микроцистинов в организм из-за того, что микроцистины не поступают из желудочно-кишечного тракта в кровь или из-за их инактивации в желудочно-кишечном тракте (Li et al., 2012). Наличие этого механизма защиты от токсического действия микроцистинов объясняет, почему утки во многих случаях используют цианобактерии, продуцирующие микроцистины. в пищу. В связи с этим вызывают значительный интерес результаты исследования влияния многодневного (10 и 30 дней) перорального введения биомассы Microcystis, содержащей 0.045, 0.459, 4.605 и 46.044 мкг микроцистинов в организмы японских перепелов (Scocovska et al., 2007). Это исследование показало, что организмы японских перепелов, в отличие от организмов уток, чувствительны к токсическому действию микроци-стинов, поступающих в желудочно-кишечный тракт (Li et al., 2012). Микроцистины в этих дозах не приводили к гибели птиц, но вызывали повреждение печени и гепатоцитов (Scocovska et al., 2007). В связи с тем, что в природе цианобак-терии, продуцирующие микроцистины, являются пищей для уток, но не для японских перепелов, возможно, что в ходе эволюции у птиц появились

сильные различия резистентности к содержанию микроцистинов в пище.

Влияние цианотоксинов на здоровье человека

Опасность цианотоксинов для организма человека в основном рассматривается в связи с возможностью токсического действия цианобакте-рий на организмы людей при купании (цианоток-сины в рекреационных зонах) и цианотоксинов, поступающих в организм человека с питьевой водой. При этом основное внимание уделяется потенциальной опасности цианотоксинов в питьевой воде. Известно, что цианотоксины могут появляться в питьевой воде в зависимости от их уровня в необработанной поверхностной воде и эффективности методов удаления цианобактерий и цианотоксинов из воды до ее использования в качестве питьевой (Dietrich, Hoeger, 2005; Hoeger et al., 2004; Hoeger et al., 2005; Westrick, 2003).

Цианотоксины, содержащиеся в питьевой воде, могут вызывать болезни людей (Kui-per-Goodman et al., 1999; Svircev et al., 2009) или даже их гибель, когда цианотоксины содержатся в воде, используемой для гемодиализа (Jochimsen et al., 1998). Микроцистины вызывают не только острое отравление при большой их концентрации в питьевой воде, но потенциально являются канцерогенами при хроническом употреблении питьевой воды с относительно небольшой их концентрацией (Maatouk et al., 2004; Svircev et al., 2009; Zhou et al., 2002). Поэтому микроцистин-LR отнесен к группе 2B канцерогенов (IARC, 2006).

Всемирной организацией здравоохранения рекомендовано допустимое ежедневное употребление микроцистинов (0.04 мкг/кг массы тела) и содержание микроцистинов в питьевой воде (1 мкг/л) (WHO, 1998). Ряд стран принял эти рекомендации (Чешская Республика, Франция, Япония, Корея, Новая Зеландия, Норвегия, Польша, Бразилия, Испания), в то время как в других странах, в зависимости от их условий среды, приняты собственные допустимые концентрации микро-цистинов в воде (Австралия и Канада) (Drobac et el., 2013). В Бразилии принят этот стандарт (1 мкг/л) для микроцистинов, и введены рекомендательные предельные концентрации для цилин-дроспермопсина (15 мкг/л) и сакситоксинов (3 мкг/л) (Burch, 2008).

В развивающихся странах многие люди вынуждены пить неотфильтрованные и необработанные поверхностные воды и, соответственно, подвергаться экспозиции к цианотоксинам, растворенным и находящимся в клетках цианобак-терий. Вследствие этого могут наблюдаться как

12

российский журннл лриклнлной экологии

острые, так и хронические токсические эффекты цианотоксинов в организмах людей (Chorus, Bartram, 1999). Известно несколько случаев гастроэнтеритов и повреждения печени, потенциально связанных с загрязнением питьевой воды циа-нотоксинами в 80-90-х гг. XX в. (Funari, Testai, 2008). Современные методы обработки природной воды считаются достаточно эффективными для удаления как цианобактерий, так и цианоток-синов из питьевой воды, хотя существует риск образования побочных продуктов при озонировании, особенно при использовании недостаточных доз озона (Funari, Testai, 2008).

Цианобактерии, продуцирующие такие циа-нотоксины, как микроцистины, распространены в пресноводных экосистемах по всему миру (Dietrich, Hoeger, 2005; Hoeger et al., 2004; Hoeger et al., 2005; Westrick, 2003). В США в разные годы проводились исследования содержания микроци-стинов как в воде озер, являющихся источниками водоснабжения, так и в питьевой воде после ее подготовки. В 1996-98 гг. в США и Канаде были взяты 677 проб воды из 24 водных экосистем, и микроцистин был обнаружен в 88% случаев (539 проб), включая пробы конечной питьевой воды, в которой только в двух пробах концентрация ми-кроцистина превысила предельно допустимую (1 мкг/л) (Health effects..., 2015).

Концентрации микроцистина-LR измерялись при отборе проб в 2005-2006 гг. в озерах и прудах, используемых в качестве ресурсов питьевой воды в США (Health effects., 2015). Концентрация микроцистина-LR 5.07 мкг/л была выявлена в озере Конесус, являющимся источником питьевой воды для 15000 жителей. В озере Силвер, снабжающем питьевой водой четыре муниципалитета, концентрация этого цианотоксина составила 10.716 мкг/л. В августе 2014 г. возникла паника у 50000 жителей г. Толедо (штат Огайо) из-за присутствия в питьевой воде микроцистинов в концентрации 2.50 мкг/л. За два дня была восстановлена нормальная обработка воды, и содержание в ней циа-нотоксинов снизилось до уровня ниже 1 мкг/л во всех пробах (Health effects., 2015).

В связи с повсеместным присутствием циано-бактерий, продуцирующих микроцистины, мониторинг наличия микроцистинов в поверхностных водах в США проводится государственными органами, включая Управление по охране окружающей среды (EPA), Геологическую службу (USGS) и Национальное Управление по исследованию океанов и атмосферы (NOAA). В 2006 г. исследование 23 озер на Среднем Западе США выявило микроцистины во всех скоплениях цианобакте-рий. В 2007 г. в ходе исследования, проведенного

EPA в рамках национального проекта оценки состояния озер, микроцистины в концентрации от 0.05 мкг/л до 225 мкг/л были обнаружены в трети всех озер США. Исследование озера Эри в 2014 г. выявило широкий диапазон концентраций микроцистинов от минимальных для чувствительности метода определения (0.05 мкг/л) до 36.7 мкг/л. В 2012 г. суммарное содержание микроцистинов в озере Канзас составило 150.00 мкг/л (Health effects., 2015).

Чаще всего цианотоксины попадают в организм человека не только с питьевой водой.

Контакт цианотоксинов с кожей во время отдыха или занятий водными видами спорта вызывает шелушение кожи, сыпь, астму, пневмонию, периодический сухой кашель с рвотой и другими желудочно-кишечными симптомами, сенную лихорадку, конъюнктивиты, раздражение глаз и ушей, аллергические реакции, острые заболевания с такими симптомами, как сильные головные боли, миалгия, головокружение, поражения слизистой полости рта (появление волдырей). Эти симптомы появляются как после отдыха на море, так и от пресной воды. При купании в воде с высокой численностью цианобактерий зуд и жжение кожи проявляются в период от нескольких минут до нескольких часов (Cardellina et al., 1979; Codd et al., 1999; Grauer, Arnold, 1961; Stewart et al., 1993; Yasumoto, Murata, 1993).

Нельзя игнорировать и попадание цианобакте-рий через нос при купании, занятии водными видами спорта, сельхозработах (Drodac et al., 2013; Falconer, 1998; Hawser et al., 1991). Обработка слизистой носа у мышей микроцистинами приводила к повреждению печени и некрозу эпителия обонятельной и дыхательной зоны. При этом чувствительность к цианотоксинам была примерно в 10 раз выше, чем при их пероральном введении (Fitzgeorge et al., 1994).

Воду из водоемов с высокой численностью ци-анобактерий нередко используют для полива. При этом цианотоксины могут накапливаться в растениях, таких как пшеница, кукуруза, рис, горох и чечевица. Аккумуляция цианотоксинов растениями имеет несколько последствий. С одной стороны, отмечается угнетение растений, замедляется их рост, уменьшается количество хлорофилла и, как следствие, снижается эффективность фотосинтеза (Drobac et al., 2013; Saqrane et al., 2009). С другой стороны, употребляя в пищу такие растения, человек может получить дозу цианотоксинов, превышающую установленную ВОЗ безопасную суточную дозу (0.04 мкг/кг массы тела) (Crush et al., 2008).

Цианотоксины кумулируются и в организмах

водных животных, которые человек употребляет в пищу, таких как ракообразные, моллюски и рыбы. В Китае на примере трех крупных озер было проведено большое исследование содержания цианотоксинов в организмах 26 видов рыб, наиболее часто употребляемых человеком в пищу. Результаты этого исследования показали, что употребление в пищу этой рыбы опасно для человека вследствие высокого содержания в ней микроцистинов (Peng et al., 2009).

Человек может употреблять в пищу циано-бактерии из-за высокого содержания в них белка. Эта такие цианобактерии, как Spirulina, Nostoc и Aphanizomenon flos-aquae. Биодобавки из циано-бактерий продают в основном в индустриально развитых странах. Это связано с положительными эффектами цианобактерий на здоровье, такими как детоксикация организма, потеря веса, улучшение настроения, повышение энергии, повышение подвижности (Carmichael et al., 2000; Jensen et al., 2001). Более того, эти добавки применяют даже для лечения дефицита внимания и гиперактивности у детей (Lindermann, 1995).

Эти добавки продают в виде таблеток, капсул и порошков. Для их употребления не требуется консультация врача. Поскольку они являются продуктами природного происхождения, считается, что их можно употреблять в больших дозах в течение длительного времени. При этом побочными эффектами приема этих биодобавок могут быть тошнота, рвота и диарея. Все эти проявления часто рассматривают как «детоксикацию» организма (Drobac et al., 2013; Gilroy et al., 2000).

Несмотря на общепринятое мнение о безопасности спирулины, в биодобавках на ее основе были обнаружены цианотоксины, включая микро-цистины и анатоксин-а (Draisci et al., 2001). Есть мнение, что БАДы на основе спирулины могут вызывать повреждения печени у японцев среднего возраста (Iwasa et al., 2002). Aphanizomenon flos-aquae продуцирует анатоксин-а, сакситокси-ны и ß-N-метиламино-Ь-аланин (Cox et al., 2005; Ferreira et al., 2001; Pereira et al., 2000; Rapala et al., 1993). Бактерии этого вида собирают в естественных озерах, где они сосуществуют с такими бактериями как Microcystis sp., и БАДы на основе Aphanizomenon flos-aquae могут быть загрязнены микроцистинами (Carmichael et al., 2000).

Департаментом сельского хозяйства и Отделом здравоохранения штата Орегон было установлено предельное содержание микроцистинов в БАДах: 1 мкг/г сухого веса (Gilroy et al., 2000). При этом в 2000-2001 гг. содержание микроцистинов в некоторых БАДах достигало 35 мкг/г сухого веса (Gilroy et al., 2000; Lawrence et al., 2001). В Герма-

нии и Швейцарии обнаружено превышение этой нормы в 8 из 13 БАД (Drobac et al., 2013).

Заключение

«Цветение» цианобактерий, продуцирующих цианотоксины, выявлено в водоемах и водотоках 65 стран мира (Codd et al., 2005), включая Россию, Беларусь и Украину (Белых и др., 2013; Никитин и др., 2012). Повсеместное распространение токсичных цианобактерий и их потенциальная, а в ряде случаев реальная опасность для организмов человека, беспозвоночных, рыб и птиц, обитающих в пресноводных водоемах, объясняют большое внимание к цианотоксинам, сохраняющееся уже три десятилетия.

Мониторинг содержания цианотоксинов в пресноводных экосистемах чрезвычайно сложен по нескольким причинам. Во-первых, цианоток-сины представляют собой большую группу химических веществ с разной структурой и механизмом токсического действия. Только для микроцистинов идентифицировано около 80 вариантов. Во-вторых, известно, что один вид цианобакте-рий может продуцировать не один, а два или более видов цианотоксинов, причем цианотоксины находятся в природной воде как в свободной, так и в связанной клетками цианобактерий формах. В-третьих, для идентификации цианотоксинов в основном используются эксперименты с грызунами, и возможно наличие неизвестных в настоящее время цианотоксинов, малотоксичных для грызунов, но токсичных для организмов пресноводных беспозвоночных или рыб. В-четвертых, «цветение» цианобактерий зависит от сезонных изменений температуры и поступления в воду биогенных элементов (азота и фосфора).

Для здоровья человека цианотоксины представляют потенциальную опасность при их поступлении в организм с питьевой водой. Поэтому необходим контроль как «цветения» токсичных цианобактерий на водозаборах, так и эффективности очистки питьевой воды от цианобактерий и продуцируемых ими токсинов. Организмы зоопланктона, рыб и водоплавающих птиц в ходе их эволюции длительное время контактируют с токсичными цианобактериями (обитание в пресноводных экосистемах с естественной, а не антропогенной эвтрофикацией) и поэтому приобрели механизмы резистентности к продуцируемым этими бактериями токсинам. В то же время, период «цветения» токсичных цианобактерий совпадает с такими изменениями факторов среды, как повышение температуры, высокий pH, повышение концентрации аммония, снижение концентрации растворенного в воде кислорода (Jewel

14

российский журнал прим экологии

et al., 2003; Kangur, Kangur, 2002). Поэтому возможно, что цианотоксины оказывают негативное влияние на биоту в пресноводных экосистемах при совместном действии с другими факторами среды. Основной причиной усиления «цветения» токсичных цианобактерий в пресноводных водоемах, помимо современного глобального потепления климата Земли, является антропогенная эвтрофикация. Поэтому, в связи с потенциальной опасностью цианотоксинов для биоты и для здоровья человека, главной целью остается предотвращение или ослабление усиливающейся эвтро-фикации пресноводных экосистем.

Список литературы

1. Белых О.И., Гладких А.С., Сороковикова Е.Г., Тихонова И.В., Потапов А.С., Федорова Г.А. Микроцистин-про-дуцирующие цианобактерии в водоемах России, Беларуси и Украины // Химия в интересах устойчивого развития. 2013. Т. 21. С. 363-378.

2. Никитин О.В., Степанова Н.Ю., Мукминов Н.М. Индикация цианотоксинов в природных водах Республики Татарстан // Уч. Зап. КГАВМ. 2012. Т. 212. С. 341-344.

3. deAbreu F.Q., Ferrao-Filho A. da S. Effects ofanatoxin-a(s)-producing strain of Anabaena spiroides (Cyanobacteria) on the survivorship and somatic growth of two Daphnia similis clones // J. Environ. Prot. 2013. V. 4. P. 12-18.

4. Astrachan N.B., Archer B.G., Hilbelink D.R. Evaluation of the sub-acute toxicity and teratogenicity of anatoxin-a // Toxicon. 1980. V. 18. P. 684-688.

5. Azevedo S.M., Carmichael W.W., Jochimsen E.M., Rinehart K.L., Lau S., Shaw G.R., Eaglesham G.K. Human intoxication by microcystins during renal dialysis treatment in Caruaru-Brasil // Toxicology. 2002. V. 181. P. 441-446.

6. Bajgar J. Organophosphates/nerve agent poisoning: Mechanism of action, diagnosis, prophylaxis, and treatment // Advances Clin. Chem. 2004. V. 38. P. 151-216.

7. Baumann H.I., Juttner F. Inter-annual stability of oligopeptide patterns of Planktothrix rubescens blooms and mass mortality of Daphnia in lake Hallwilersee // Limnologica. 2008. V. 38. P. 350-359.

8. Beasley V.R., Dahlem A.M., Cook W.O., Valentine W.M., Lovell R.A., Hooser S.B., Harada K.I., Suzuki M., Carmichael W.W. Diagnostic and clinically important aspects of cyanobacterial (blue-green algae) toxicoses // Vet. Diagn. Invest. 1989. V. 1. P. 359-365.

9. Best J.H., Eddy F.B., Codd G.A. Effects of Microcystis cells, cell extracts and lipopolysaccharide on drinking and liver function in rainbow trout Onchorhynchus mykiss Walbaum // Aquat. Toxicol. 2003. V. 64. P. 419-426.

10. Briand J.-F., Jacquet S., Bernard C., Humbert J.-F. Health hazards for terrestrial vertebrates from toxic cyanobacteria in surface water ecosystems // Vet. Res. 2003. V. 34. P. 361-377.

11. Burch M.D. Effective doses, guidelines and regulations // Adv. Exp. Med. Biol. 2008. V. 619. P. 831-853.

12. Bury N.R., Eddy F.B., Codd G.A. The effect of the cyanobacterium Microcystis aeruginosa, the cyanobacterial hepatotoxin MC-LR, and ammonia on growth rate and ionic regulation of brown trout // J. Fish. Biol. 1995. V. 46. P. 10421054.

13. Bury N.R., Flik G., Eddy F.B., Codd G.A. The effects of cyanobacteria and the cyanobacterial toxin MC-LR on Ca2+ transport and Na+/K+-ATPase in tilapia gills // J. Exp. Biol.

1996. V. 199. P. 1319-1326.

14. Bury N.R., Codd G.A., Wendelaar Bonga S.E., Flik G. Fatty acids from the cyanobacterium Microcystis aeruginosa with potent inhibitory effects on fish gill Na+/K+-ATPase activity // J. Exp. Biol. 1998. V. 201. P. 81-89.

15. Carbis C.R., Rawlin G.T., Mitchell G.E., Anderson J.W., McCauley I. The histopathology of carp, Cyprinus carpio L., exposed to MCs by gavage, immersion and intraperitoneal administration // J. Fish. Dis. 1996. V. 19. P. 199-207.

16. Cardellina J.H. 2nd, Marner F. J., Moore R.E. Seaweed dermatitis: structure of lyngbyatoxin A // Science. 1979. V. 204. P. 193-195.

17. Carmichael W.W. Toxins of freshwater algae // Handbook of natural toxins. V. 3. Marine toxins and venoms / Ed. A.T.Tu. New York: Marcel Dekker, 1998. P. 121-147.

18. Carmichael W.W., Drapeau C., Anderson D.M. Harvesting of Aphanizomenon flos-aquae Ralfs ex Born. and Flah. var. flos-aquae (Cyanobacteria) from Klamath Lake for human dietary use // J. Appl. Phycol. 2000. V. 12. P. 585-595.

19. Chorus I., Bartram J. Toxic cyanobacteria in water: A guide to their public health consequences, monitoring and management. London: E&FN Spon, 1999. 400 pp.

20. Codd G.A., Bell S.G., Kaya K., Ward C.J., Beattie K., Metcalf J. Cyanobacterial toxins, exposure routes and human health // Eur. J. Phycol. 1999. V. 34. P. 405-415.

21. Codd G.A., Azevedo S.M.F.O., Bagchi S.., Burch M.D., Carmichael W.W., Kaya K., Utkilen H.C. CYANONET. A global network for cyanobacterial bloom and toxin risk management. Initial situation assessment and recommendations // INt. Hydrol. Progr VI (Unesco, Paris), Tech. Doc. Hydrol. 2005. № 76. 138 p.

22. Cook W.O., Dahlem A.M., Lovell R.A., Hooser S.B., Mahmood N.A., Carmichael W.W. Consistent inhibition of peripheral cholinesterases by neurotoxins from the freshwater cyanobacterium Anabaena flosaquae: studies of ducks, swine, mice and a steer // Environ. Toxicol. Chem. 1989. V. 10. P. 915922.

23. Costa S.M., Ferrao-Filho A.S., Azevedo S.M.F.O. Effects of saxitoxin- and non-saxitoxin-producing strains of the cyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii on the fitness of temperate and tropical cladocerans // Harmful Algae. 2013. V. 28. P. 55-63.

24. Cox P.A., Banack S.A., Murch S.J., Rasmussen U., Tien G., Bidigare R.R., Metcalf J.S., Morrison L.F., Codd G.A., Bergman B. Diverse taxa of cyanobacteria produce beta-N-methylamino-L-alanine, a neurotoxic amino acid // Proc. Nat. Acad. Sci. USA. 2005. V. 102. P. 5074-5078.

25. Crush J.R., Briggs L.R., Sprosen J.M., Nichols S.N. Effect of irrigation with lake water containing microcystins on microcystin content and growth of ryegrass, clover, rape, and lettuce // Environ. Toxicol. 2008. V. 23. P. 246-252.

26. Dietrich D., Hoeger S. Guidance values for microcystins in water and cyanobacterial supplement products (blue-green algal supplements): a reasonable or misguided approach? // Toxicol. Appl. Pharmacol. 2005. V. 203. P. 273-289.

27. Draisci R., Ferretti E., Palleschi L., Marchiafava C. Identification of anatoxins in blue-green algae food supplements using liquid chromatography-tandem mass spectrometry // Food Addit. Contam. 2001. V. 18. P. 525-531.

28. Drobac D., Tokodi N., Simenovic J., Baltic V., Stanic D., Svircev Z. Human exposure to cyanotoxins and their effects on health // Arh. Hig. Rada. Toksikol. 2013. V. 64. P. 305-316.

29. Ernst B., Hitzfeld B., Dietrich D. Presence of Planktothrix sp. and cyanobacterial toxins in Lake Ammersee, Germany and heir inpact on whitefish (Coregonus lavaretus L.) // Environ. Toxicol. 2001. V. 16. P. 483-488.

30. Falconer I.R. Algal toxins and human health // Handbook of environmental chemistry. Vol. 5, part C. / Ed.

J.Hrubec. Berlin: Springer-Verlag, 1998. P. 53-82.

31. Falconer I.R., Hardy S.J., Humpage A.R., Froscio S.M., Tozer G.J., Hawkins P.R. Hepatic and renal toxicity of the blue-green alga (cyanobacterium) Cylindrospermopsis raciborskii in male Swiss albino mice // Environ. Toxicol. 1999. V. 14. P. 143-150.

32. Falconer I.R., Humpage A.R. Preliminary evidence for in vivo tumor initiation by oral administration of extracts of blue-green alga Cylindrospermopsis raciborskii containing the toxin cylindrospermopsin // Environ. Toxicol. 2001. V. 16. P. 192-195.

33. Fawell J.K., James H.A. Toxins from blue-green algae: Toxicologiczl assessment of anatoxin-a and a method for its determination in reservoir water // FWR Report No. FR0434/ DoE 3728, Foundation of Water Research, Marlow, UK. 1994.

34. Fawell J.K., Mitchell R.E., Everett D.J., Hill R.E. The toxicity of cyanobacterial toxins in the mouse: I. Microcystin-LR // Hum. Exp. Toxicol. 1999a. V. 18. P. 162-167.

35. Fawell J.K., Mitchell R.E., Hill R.E., Everett D.J. The toxicity of cyanobacterial toxins in the mouse: II Anatoin-a // Hum. Exp. Toxicol. 1999b. V. 18. P. 168-173.

36. Ferreira F.M.B., Soler J.M.F., Fidalgo M.L., Fernandez-Vila P. PSP toxins from Aphanizomenon flos-aquae (Cyanobacteria) collected in the Crestuma-Lever reservoir (Douro river, northern Portugal) // Toxicon. 2001. V. 39. P. 757761.

37. Ferrao-Filho A.S., Costa S.M., Ribeiro M.G.L., Azevedo S.M.F.O. Effects of a saxitoxin-producer strain of Cylindrospermopsis raciborskii (Cyanobacteria) on the swimming movements of cladocerans // Environ. Toxicol. 2008. V. 23. P. 161-168.

38. Ferrao-Filho A.S., Soares M.C.S., Magalhaes V.F., Azevedo S.M.F.O. A rapid bioassay for detecting saxitoxins using a Daphnia acute toxicity test // Environ. Pollut. 2010. V. 158. P. 2084-2093.

39. Fischer W.J., Dietrich D.R. Pathological and biochemical characterization of MC-induced hepatopancreas and kidney damage in carp (Cyprinus carpio) // Toxicol. Appl. Pharmacol. 2000. V. 16. P. 73-81.

40. Fischer W. J., Hitzfeld B.C., Tencalla F., Eriksson J.E., Mikhailov A., Dietrich D.R. MC-LR toxicodynamics, induced pathology, and immunohistochemical localization in livers of blue-green algae exposed rainbow trout (Onchorhynchus mykiss) // Toxicol. Sci. 2000. V. 54. P. 365-373.

41. Fitzgeorge R.B., Clark C.A., Keevil C.W. Routes of intoxication // Detection methods for cyanobacterial toxins / Eds. G.A.Codd, T.M.Jefferies, C.W.Keevil, E.Potter. Cambridge: The Royal Society of Chemistry, 1994. P. 69-74.

42. Froscio S.M., Humpage A.R., Burcham P.C., Falconer I.R. Cell-free protein synthesis inhibition assay for the cyanobacterial toxin cylindrospermopsin // Environ Toxicol. 2001. V. 16. P. 408-412.

43. Funari E., Testai E. Human health risk assessment related to cyanotoxins exposure // Crit. Rev. Toxicol. 2008. V. 38. P. 97-125.

44. Gaete V., Canelo E., Lagos N., Zambrano F. Inhibitory effects of Microcystis aeruginosa toxin on ion pump of the gill of freshwater fish // Toxicon. 1994. V. 32. P. 121-127.

45. Gehringer M.M. Microcystin-LR and okadaic acid-indiced cellular effects: A dualistic response // FEBS Lett. 2004. V. 557. P. 1-8.

46. Gilbert J.J. Succeptibility of planktonic rotifers to a toxic strain of Anabaena floes-aquae // Limnol. Oceanogr. 1994. V. 39. P. 1286-1297.

47. Gilroy D.J., Kaufmann K.W., Hall R.A., Huang X., Chu F.S. Assessing potential health risks from microcystin toxins in bluegreen algae dietary supplements // Environ. Health. Perspect. 2000. V. 108. P. 435-439.

48. Grauer F.H., Arnold H.L. Seaweed dermatitis: first report of dermatitis-producing marine algae // Arch. Dermatol. 1961. V. 84. P. 720-732.

49. Gugger M., Lenoir S., Berger C., Ledreux A., Druart J.C., Humbert J.F., Guette C., Bernard C. First report in a river in France of the benthic cyanobacterium Phormidium fayosum producing anatoxin-a associated with dog neurotoxicosis // Toxicon. 2005. V. 45. P. 919-928.

50. Hawser S.P., Codd G.A., Capone D.G., Carpenter E.J. A neurotoxic factor associated with the bloom-forming cyanobacterium Trichodesmium // Toxicon. 1991. V. 29. P. 277278.

51. Health effects support document for the cyanobacterial toxin microcystins // EPA. 2015. 138 pp.

52. Henriksen P., Carmichael W.W., An J., Moestrup O. Detection of an anatoxin-a(s)-like anticholinesterase in natural blooms and cultures of cyanobacteria/blue-green algae from Danish lakes and in the stomach contents of poisoned birds // Toxicon. 1997. V. 35. P. 901-913.

53. Hoeger S.J., Shaw G., Hitzfeld B.C., Dietrich D.R. Occurrence and elimination of cyanobacterial toxins in two Australian drinking water treatment plants // Toxicon. 2004. V. 43. P. 639-649.

54. Hoeger S.J., Hitzfeld B.C., Dietrich D.R. Occurrence and elimination of cyanobacterial toxins in drinking water treatment plants // Toxicol. Appl. Pharmacol. 2005. V. 203. P. 231-242.

55. Hooser S.B., Beasley V.R., Lovell R.A., Carmichael W.W., Haschek W.M. Toxicity of MC-LR, a cyclic heptapeptide hepatotoxin from Microcystis aeruginosa, to rats and mice // Vet. Pathol. 1989. V. 26. P. 246-252.

56. Ingested nitrate and nitrite, and Cyanobacterial peptide toxins // IARC Monographs on the evaluation of carcinogenic risks to humans. Lyon, France, 2010. V. 94. P. 327-412.

57. International Agency for Research of Cancer (IARC). Carcinogenicity of nitrate, nitrite and cyanobacterial peptide toxins // Lancet. Oncol. 2006. V. 7. P. 628-629.

58. Ito E., Kondo F., Harada K.I. First report on the distribution of orally administered microcystin-LR in mouse tissue using an immunostaining method // Toxocon. 2000. V. 38. P. 37-48.

59. Ito E., Kondo F., Harada K.I. Intratracheal administration of microcystin-LR, and its distribution // Toxicon.

2001. V. 39. P. 265-271.

60. Iwasa M., Yamamoto M., Tanaka Y., Kaito M., Adachi Y. Spirulina-associated hepatotoxicity // Am. J. Gastroenterol.

2002. V. 97. P. 3212-3213.

61. Jakobi C., Oberer L., Quiquerez C., König W.A., Weckesser J. Cyanopeptolin S, a sulphate containing depsipeptide from a water bloom of Micricystis sp. // FEMS Microbiol. Lett. 1995. V. 129. P. 129-133.

62. Jang M.-H., Ha K., Joo G.-J. Toxin-mediated interaction between cyanobacteria and native fishes in the eutrophic Hoedong Reservoir, South Korea // J. Freshw. Ecol.

2003. V. 18. P. 639-646.

63. Jensen G.S., Ginsberg D.I., Drapeau C. Blue-green algae as an immuno-enchancer and biomodulator // JANA. 2001. V. 3. P. 24-30.

64. Jewel M.A., Affan M.A., Khan S. Fish mortality due to cyanobacterial bloom in an aquaculture pond in Bangladesh // Pakistan J. Biol. Sci. 2003. V. 6. P. 1046-1050.

65. Jochimsen E.M., Carmichael W.W., An J.C., Cardo D.M., Cookson S.T., Holmes C.E., Antunes M.B., de Melo Filho D.A., Lyra T.M., Barreto V.S., Azevedo S.M., Jarvis W.R. Liver failure and death after exposure to microcystins at a hemodialysis center in Brazil // N. Engl. J. Med. 1998. V. 338. P. 873-878.

66. Jungmann D., Henning M., Jüttner F. Are the same

16

российский журнал прикладной экологии

compounds in Microcystis responsible for toxicity to Daphnia and inhibition of its filtering rate? // Int. Rev. Gesamten. Hydrobiol. 1991. V. 76. P. 47-56.

67. Kao C.Y. Paralytic shellfish poisoning // Algal toxins in seafood and drinking water / Ed. I.R. Falconer. San Diego, CA: Academic Press, 1993. P. 75-86.

68. Kamjunke N., Mendonca R., Hardewig I., Mehner T. Assimilation of different cyanobacteria as food and the consequences for internal energy stores of juvenile roach // J. Fish. Biol. 2002a. V. 60. P. 731-738.

69. Kamjunke N., Schmidt K., Pflugmacher S., Mehner T. Consumption of cyanobacteria by roach (Rutilis rutilis): Useful or harmful to the fish? // Freshw. Biol. 2002b. V. 47. P. 243-250.

70. Kangur K., Kangur A. Strong cyanobacterial bloom and fish kill in Lake Peipsi in summer 2002 // MANTRA-East Newsletter. 2002. V. 5. P. 6.

71. Kondo F., Ikai Y., Oka H., Okumura M., Ishikawa N., Harada K.I., Matsuura K., Murata H., Suzuki M. Formation, Characterization and toxicity of the glutathione and cysteine conjugates of toxic heptapeptide MCs // Chem. Res. Toxicol. 1992. V. 5. P. 591-596.

72. Krienitz L., Ballot A., Kotut K., Wiegand C., Putz S., Metcalf J.S,. Codd G.A., Pflugmacher S. Contribution of hot spring cyanobacteria to the mysterious death of Lesser Flamingos at Lake Bogoria, Kenya // FEMS Microbiol. Ecol. 2003. V. 43. P. 141-148.

73. Kuiper-Goodman T., Falconer I.R., Fitzerald J. Human health aspects // Toxic cyanobacteria in water. A guide to their public consequences, monitoring and management / Eds. I.Chorus, J.Bartram. London: E&FN Spon, 1999. P. 113-153.

74. Lampert W. Inhibitory and toxic effects of blue-green algae on Daphnia // Int. Rev. Gesamten. Hydrobiol. 1981. V. 66. P. 285-298.

75. Landsberg J.H. Toxins and harmful mechanisms // The effect of harmful algae blooms on aquatic organisms / Ed. R.R. Stickney. 2002a. V. 10. P. 191-193.

76. Landsberg J.H. Anatoxins // The effects of harmful algal blooms on aquatic organisms. Reviews in fisheries Sciences / Ed. R.R. Stikney. 2002b. V. 10, No. 2. P. 241-243.

77. Lawrence J.F., Niedzwiadek B., Menard C., Lau B.P., Lewis D., Kuiper-Goodman T., Carbone S., Holmes C. Comparison of liquid chromatography/mass spectrometry, ELISA, and phosphatase assay for the determination of microcystins in blue-green algae products // J. AOAC Int. 2001. V. 84. P. 1035-1044.

78. Li X.-Y., Wang S.-H., Wang C.-Y., Bai X., Ma J.-G. Exposure to crude microcystins via intraperitoneal injection, but not oral gavage, causes hepatotoxicity in ducks // African J. Biotechnol. 2012. V. 1. P. 10894-10898.

79. Lindermann B. Complicated child? Simple options. Ramona (CA): Ransom Hill Press, 1995. 88 p.

80. Llewellyn L.E., Bell P.M., Moczydlowski E.G. Phylogenetic survey of soluble saxitoxin-binding activity in pursuit of the function and molecular evolution of saxiphilin, a relative of transferring // Proc. Biol. Sci. 1997. V. 264. P. 891902.

81. Maatouk I., Bouaich N., Plessis M.J., Perin F. Detection by 32P-postlabeling detection of 8-oxo-7,8-dihydro-2'-deoxyguanosine in DNA damages in vitro in primary cultured rat hepatocytes and in vivo rat liver // Mutat. Res. 2004. V. 564. P. 9-20.

82. MacPhail R.C., Farmer J.D., Jarema K.A., Chernoff N. Nicotine effect on the activity of mice exposed prenatally to the nicotinic agonist anatoxin-a // Neurotoxicol. Teratol. 2005. V. 27. P. 593-598.

83. Magalhaes V.F., Soares R.M., Azevedo S.M.F.O. Microcystin contamination in fish from the Jacarapaqua Lagoon

(RJ, Brazil): Ecological implication and human health risk // Toxicon. 2001. V. 39. P. 1077-1108.

84. Magalhaes V.F., Marinho M.M., Domingos P., Oliveira

A.C., Costa S., Azevedo L.O., Azevedo S.M.F.O. Microcystins (cyanobacteria hepatotoxins) bioaccumulation in fish and crustaceans from Sepetiba Bay (Brazil, RJ) // Toxicon. 2003. V. 42. P. 289-295.

85. Malbrouck C., Kestemont P. Effects of microcystins on fish // Environ. Toxicol. Chem. 2006. V. 25. P. 72-86.

86. Martin C., Oberer L., Ino T., König W.A., Busch M., Weckesser J. Cyanopeptolins, new depsipeptides derived from the cyanobacterium Microcystis aeruginosa PCC 7806 // J. Antibiot. 1993. V. 46. P. 1550-1556.

87. Matsunaga H., Harada K.I., Senma M., Ito Y., Yasuda N., Ushida S., Kimura Y. Possible cause of unnatural mass death of wild birds in a pond in Nishinomiya, Japan: sudden appearance of toxic cyanobacteria // Nat. Toxins. 1999. V. 7. P. 81-84.

88. Molica R.J.R, Oliveira E.J.A., Carvalho P.V.V.C., Costa A.N.S.F., Cunha M.C.C., Melo J.L., Azevedo S.M.F.O. Occurrence of saxitoxins and anatoxin-a(s)-like anticholinesterase in a Brazilian drinking water supply // Harmful algae. 2005. V. 4, No 4. P. 743-753.

89. Namikoshi M., Murakami T., Watanabe M.F., Oda T., Yamada J., Tsujimura S., Nagai H., Oishi S. Simultaneous production of homoanatoxin-a, anatoxin-a, and a new non-toxic 4-hydroxy homoanatoxin-a by the cyanobacterium Raphidiopsis mediterranea Skuja // Toxicon. 2003. V. 42. P. 533-538.

90. Nizan S., Dimentman C., Shilo M. Acute toxic effects of cyanobacterium Microcystis aeruginosa on Daphnia magna // Limnol. Oceanogr. 1986. V. 31. P. 497-502.

91. Nogueira I.C.G., Pereira P., Dias E., Pflugmacher S., Wiegand C., Franca S., Vasconcelos V.M. Accumulation of paralytic shellfish toxins (PST) from the cyanobacterium Aphanizomenon issatchenkoi by cladoceran Daphnia magna // Toxicon. 2004. V. 44. P. 773-780.

92. Oberemm A., Becker J., Codd G., Steinberg C. Effects of cyanobacteria toxins and aqueous crude extract on the development of fish and amphibians // Environ. Toxicol. 1999. V. 14. P. 77-88.

93. OECD. Emerging Risks to Water Supplies: Best Practice for Improved Management and Preparedness to protect Public Health. 2005. Available at www.oecd.org/sti/ biotechnology.

94. Ohtani I., Moore R.E., Runnegar M.T.C. Cylindrospermopsin - A potent hepatotoxin from the blue-green alga Cylindrospermopsis raciborskii // J. Am. Chem. Soc. 1992. V. 114. P. 7941-7942.

95. Onodera H., Oshima Y., Henriksen P., Yasumoto T. Confirmation of anatoxin-a(s), in the cyanobacterium Anabaena lemmermanii, as the cause of bird kills in Danish lakes // Toxicon. 1997. V. 35. P. 1645-1648.

96. Osswald J., Rellan S., Carvalho A.P., Gago A., Claro J., Vasconcelos V. Acute effect of anatoxin-a producing cynobacteria on juvenile fish Cyprinus carpio // Toxicon. 2007. V. 49. P. 693698.

97. Osswald J., Carvalho A.P., Claro J., Vasconcelos V. Effects of cyanobacterial extracts containing anatoxin-a and of pure anatoxin-a on early developmental stages of carp // Ecotoxicol. Environ. Saf. 2009. V. 72. P. 473-478.

98. Paskova V., Adamovsky O., Pikula J., Skocovska

B., Bandouchova H., Horakova J., Babica P., Marsalek B., Hilscherova K. Detoxification and oxidative stress responses along with microcystins accumulation in Japanese quail exposed to cyanobacterial biomass // Sci. Total. Envir. 2008. V. 398. P. 34-47.

99. Patocka J., Gupta R.C., Kuca K. Fnatoxin-a(s): natural organophosphorus anticholinesterase agent // Mil. Med. Sci. Lett.

2011. V. 80. P. 129-139.

100. Peng L., Liu Y., Chen W., Liu L., Kent M., Song L. Health risks associated with consumption of microcystin-contaminated fish and shellfish in three Chinese lakes: Significance for freshwater aquacultures // Ecotoxicol. Environ. Saf. 2010. V. 73. P. 1804-1811.

101. Pereira P., Onodera H., Andrinolo D., Franca S., Araujo F., Lagos N., Oshima Y. Paralytic shellfish toxins in the freshwater cyanobacterium Aphanizomenon flos-aquae, isolated from Montargil reservoir, Portugal // Toxicon. 2000. V. 38. P. 1689-1702.

102. Phillips M.J., Roberts R.J., Stewart J.A. The toxicity of cyanobacterium Microcystis aeruginosa to rainbow trout, Salmo gairdneri Richardson // J. Fish. Dis. 1985. V. 8. P. 339-344.

103. Puschner B., Hoff B., Tor E.R. Diagnosis of anatoxin-a poisoning in dogs from North America // J. Vet. Diagn. Invest. 2008. V. 20. P. 89-92.

104. Puschner B., Pratt C., Tor E.R. Treatment and diagnosis of dog with fulminant neurological deterioration due to anatoxin-a intoxication // J. Vet. Emerg. Crit. Care. 2010. V. 20. P. 518-522.

105. Räbergh C.M.I., Bylund G., Eriksson J.E. Histopathological effects of MC-LR, a cyclic peptide toxin from the cyanobacterium (blue-green alga) Microcystis aeruginosa, on common carp (Cyprinus carpio L.) // Aquat. Toxicol. 1991. V. 20. P. 131-146.

106. Rapala S., Sivonen K., Luukkainen R., Niemela S.I. Anatoxin a concentration in Anabaena and Aphanizomenon under different environmental conditions and comparison of growth by toxic and non-toxic Anabaena strains: A laboratory study // J. Appl. Phycol. 1993. V. 5. P. 581-591.

107. Ressom R., Soong F.S., Fitzgerald J., Turczyonowicz L., El Saadi O., Roder D., Maynard T., Falconer I. Health effects of toxic cyanobacteria (blue-green algae). Canberra, Australia: National Health and Medical Research Council. Looking Glass Press, 1994. 108 pp.

108. Rochrlack T., Dittmann E., Börner T., Christoffersen K. Effects of cell-bound microcystins on survival and feeding of Daphnia spp. // Appl. Environ. Microbiol. 1991. V. 67. P. 35233529.

109. Saqrane S., Ouahid Y., El Ghazali I., Oudra B., Bouarab L., del Campo F. Physiological changes in Triticum durum, Zea mays, Pisum sativum and Lens esculenta cultivars, caused by irrigation with water contaminated with microcystins: A laboratory experimental approach // Toxicon. 2009. V. 53. P. 786-796.

110. Schoenberg S.A., Carlson E.R. Direct and indirect effects of zooplankton grazing on phytoplankton in a hypertrophic lake // Oikos. 1984. V. 42. P. 291-302.

111. Seawright A.A., Nolah C.C., Shaw G.R., Chiswell R.K., Norris R.L., Moore M.R., Smith M.J. The oral toxicity for mice of the tropical cyanobacterium Cylindrospermopsis raciborskii (Woloszynska) // Environ. Toxicol. 1999. V. 14. P. 135-142.

112. Shumway S.E. Phycotoxin-related shellfish poisoning: Bivalve molluscs are not the only vectors // Rev. Fish. Sci. 1995. V. 3. P. 1-31.

113. Sieroslawska A. Evaluation of the sensitivity of organisms used in commercially available toxkits to selected cyanotoxins // Pol. J. Environ Stud. 2013. V. 22. P. 1817-1823.

114. Sieroslawska A., Rymuszka A., Kalinowska R., Skowronski T., Bownik A., Pawlik-Skowronska B. Toxicity of cyanobacterial bloom in the eutrophic dam reservoir (Southeast Poland) // Environ. Toxicol. Chem. 2010. V. 29. P. 556-560.

115. Silva S.A., Oba E.T., Ramsdorf W.A., Magalhaes V.F., Cestari M.M., Ribeiro C.A.O., Assis H.C.S. First report about saxitoxins in freshwater fish Hoplias malabaricus through trophic

exposure // Toxicon. 2011. V. 57. P. 141-147.

116. Sipiä V.O., Kankaanpää H.T., Flinkman J., Lahti K., Meriluoto J.A.O. Time-dependent accumulation of cyanobacterial hepatotoxins in flounders (Platichthys flesus) and mussels (Mytilus edulis) from the Northen Baltic Sea // Environ. Toxicol. 2001. V. 16. P. 330-336.

117. Sivonen K., Jones J. Cyanobacterial toxins // Toxic cyanobacteria in water: a guide to their public health consequences, monitoring and management / Eds. I. Chorus and J. Bartram. London: E&FN Spon, 1999. P. 41-111.

118. Sivonen K. Freshwater cyanobacterial neurotoxins: ecobiology, chemistry and detection // Seafood and freshwater toxins / Ed. L.M. Botana. NY: Marcell Dekker Inc., 2000. P. 567-582.

119. Skocovska B., Hilscherova K., Babica P., Adamovsky O., Bandouchova H., Horakova J., Knotkova Z., Marsalek B., Paskova V., Pikula J. Effects of cyanobacterial biomass on the Japanese quail // Toxicon. 2007. V. 49. P. 793-803.

120. Song K.Y., Lim I.K., Park S.C., Lee S.O., Park H.S., Choi Y.K., Hyun B.H. Effect of nodularin on the expression of glutathione S-transferase placental form and proliferating cell nuclear antigen in N-nitrosodiethylamine initiated hepatocarcinogenesis in the male Fischer 344 rat // Carcinogenesis. 1999. V. 20. P. 1541-1548.

121. Stewart I., Webb P.M., Schluter P.J., Shaw G.R. Recreational and occupational field exposure to freshwater cyanobacteria - a review of anecdotal and case reports, epidemiological studies and the challenges for epidemiologic assessment // Environ. Health. 2006. V. 5. P. 6.

122. Stewart I., Seawright A.A., Shaw G.R. Cyanobacterial poisoning in livestock, wild mammals and birds - an overview // Cyanobacterial harmful algal blooms: state of the science and research needs, advances in experimental medicine and biology / Ed. H.K.Hudnell. Springer: New York, 2008. V. 619. P. 613-637.

123. Su Z., Sheets M., Ishida H., Li F., Barry W.H. Saxitoxin blocks L-type ICa // J. Pharmacol. Exp. Ther. 2004. V. 308. P. 324-329.

124. Sueoka E., Sueoka N., Okabe S., Kozu T., Ohta T., Suganuma M., Kim S.J., Lim I.K., Fujiki H. Expression of the tumor necrosis factor alpha gene and early response genes by nodularin, a liver tumor promoter, in primary cultured rat hepatocytes // J. Cancer Res. Clin. Oncol. 1997. V. 123. P. 413419.

125. Svircev Z., Kristic S., Miladinov-Mikov M., Baltic V., Vidovic M. Freshwater cyanobacterial blooms and primary liver cancer epidemiological studies in Serbia // J. Environ. Sci. Health. C Environ. Carcinog. Ecotoxicol. Rev. 2009. V. 27. P. 36-55.

126. Tencalla F., Dietrich D., Schlatter C. Toxicity of Microcystis aeruginosa peptide toxin to yearling rainbow trout (Onchorhynchus mykiss) // Aquat. Toxicol. 1994. V. 30. P. 215224.

127. Terao K., Ohmori S., Igarashi K., Ohtani I., Watanabe M.F., Harada K.-I., Ito E., Watanabe M. Electron microscopic studies on experimental poisoning in mice induced by cylindrospermopsin isolated from blue-green alga U. natans // Toxicon. 1994. V. 32. P. 833-843.

128. Thompson J.M., Ferguson A.J.D., Reynolds C.S. Natural filtration rates of zooplankton in a closed system: the derivation of a community grazing index // J. Plankton. Res. 1982. V. 4. P. 545-560.

129. Thostrup L., Christoffersen K. Accumulation of microcystin in Dapnia magna feeding on toxic Microcystis // Arch. Hydrobiol. 1999. V. 145. P. 447-467.

130. 133. Wang J., Salata J.J., Bennett P.B. Saxitoxin is a gating modifier of hERG KC channels // J. Gen. Physiol. 2003. V. 121. P. 583-598.

18

российский журннл приклпой экологии

131. Westrick J.A. Everything a manager should know about algal toxins but was afraid to ask // JAWWA. 2003. V. 95. P. 26-34.

132. World Health Organization (WHO). Guidelines for drinking water quality. 2nd ed. Addendum to V. 2. Geneva: WHO, 1998. 127 p.

133. Yasumoto Y., Murata M. Marine toxins // Chem. Rev. 1993. V. 93. P. 1897-1909.

134. Yoshigawa S., Matsushima R., Watanabe M.F., Harada K.-I., Ichihara A., Carmichael W.W., Fujiki H. Inhibition of protein phosphatases by microcystins and nodularin associated with hepatotoxicity // J. Cancer Res. Clin. Oncol. 1990. V. 116. P. 609-614.

135. Zambrano F., Canelo E. Effects of MC-LR on the partial reactions of the Na+/K+ pump of the gill of carp (Cyprinus carpio Linneo) // Toxicon. 1996. V. 34. P. 451-458.

136. Zhou L., Yu H., Chen K. Relationship between microcystin in drinking water and colorectal cancer // Biomed. Environ. Sci. 2002. V. 15. P. 166-171.

137. Zurawell R.W., Chen H., Burke J.M., Prepas E.E. Hepatotoxic cyanobacteria: A review of the biological importance of microcystins in freshwater environments // J. Toxicol. Environ. Health. 2005. V. 8. P. 1-37.

T.B. Kalinnikova, M.Kh. Gainutdinov, R.R. Shagidullin. Cyanotoxins - potential hazard for freshwater ecosystems and human health.

The paper presents an overview of a large array of studies of the effect of toxins produced by cyanobacteria on the organisms of freshwater invertebrates, fish, birds and rodents conducted in the last three decades. The review deals with the structure and mechanisms of the toxic effect of cyanotoxins in connection with their possible danger to zooplankton, fish, and waterfowl organisms. Particular attention is paid to the issue of the potential danger of cyanotoxins falling into drinking water for human health.

Keywords: cyanobacteria; cyanotoxins; eutrophi-cation; hazard for humans and animals organisms.