Миронин А.В. Химия окружающей среды. Биологическая безопасность (курс лекций)

Подождите немного. Документ загружается.

регулирования в организме тут же улавливается и вызывает соответствующую

реакцию. Такая высокая чувствительность рассматриваемого организма к

проникновению посторонних веществ дает возможность провести расчеты его

реакции на такое воздействие. Вследствие уже упоминавшегося многообразия

взаимодействий в экосистеме такая оценка специфических реакций организма

едва ли возможна без получения предварительных эмпирических данных.

Оценку риска на уровне вида можно провести на основе количественного

описания метаболических процессов в отдельной особи. Для этого разработаны

модели метаболизма, в которых прослеживается перенос постороннего вещества в

клетки, ткани и органы тела вплоть до их выведения из организма. С

кинетической точки зрения поток постороннего вещества от его поступления до

экскреции происходит через определенную сеть компартментов (отграниченных

отделений). Они определяются как части тела, в которых вещество за время его

пребывания распределяется равномерно. Если существуют различия в

концентрациях в подотделах такого компартмента, отношение концентраций

между ними остается постоянным в любой момент времени.

В каждом компартменте протекают два процесса:

- поступление вещества либо прямо из окружающей среды, либо из одного

компартмента в другой;

- выделение вещества либо в неизменном, либо в метаболизированном виде.

Оба процесса зависят от времени. Поступление определяется экспозицией;

поток вещества в общем случае пропорционален градиенту концентрации между

компартментами.

Поступление и удерживание химического вещества в одном отделении

зависит также и от его способности связываться с имеющимися в нем

биологически активными молекулами. Уже упоминавшееся связывание

токсичных тяжелых металлов с ферментной тиогруппой до металлотионинов

подробно исследовано для ртути и кадмия. Почти количественное связывание

меркаптида кадмия, содержавшегося в плазме крови, почечными канальцами,

происходящее в направлении, противоположном градиенту концентрации,

положено в основу модели множества компартментов. Таким образом, разделение

на отграниченные компартменты в организме определяется не только процессами

переноса в плазме и межклеточной жидкости, но и биотрансформациями

вещества, а также проницаемостью межклеточных мембран.

Скорость выведения регулирует метаболические процессы или конкурирует

с ними. Распределение метилртути в органах тела происходит значительно

быстрее, чем ее выведение. Это приводит к ее длительному удерживанию в мозге

и соответственно длительному нарушению деятельности центральной нервной

системы (ЦНС). Для переноса ртути в мозг из вдыхаемого воздуха через кровь

также существуют компартментные модели отграниченных отделений. Хотя

распределение метилртути в органах прослежено на специальных образцах,

предполагается, что такое распределение подчиняется законам термодинамики.

Так как воздействие яда на ЦНС, очевидно, зависит прежде всего от его

концентрации в мозге, его можно оценить в соответствии с пороговой моделью.

Время биологического „полувыведения" ртути из организма пытаются определить

путем непрерывного анализа на ртуть волос субъекта, подвергшегося

воздействию ртути. Установлены также количественные соотношения между

содержанием ртути в волосах беременной женщины и отставанием в развитии

ЦНС ее новорожденного ребенка.

Кроме уже рассмотренного выше влияния скорости переноса и времени

удерживания токсического вещества его воздействие на клетку зависит также от

способности связываться в комплексы с молекулами-лигандами, находящимися в

клетке. Если количество связанных молекул невелико, то функции клетки почти

не нарушаются. Однако если связывается большее количество молекул, то

степень воздействия зависит еще и от прочности связи, т. е. от того, будет

нарушение функций клетки обратимым или необратимым.

Предполагается, что если концентрации токсических веществ, а также число

и прочность связей лигандов в исследуемой клетке известны, то можно

однозначно определить индивидуальный порог чувствительности. Если же при

воздействии токсического вещества на молекулу ДНК происходит необратимое

изменение генетического кода, как правило, это нарушение имеет стохастический

(случайный) характер. Так как даже одна молекула может вызвать устойчивое

изменение генетического кодирования, оказывается невозможным заранее

установить для ДНК пороговое значение концентрации токсического вещества.

Здесь имеется возможность только вероятностного расчета, в какой момент

времени после воздействия вещества может возникнуть нарушение.

3.5 Изучение возможности оценки популяций и экосистем

на основании испытания одного вида микроорганизма

Как уже подчеркивалось, особи одного и того же вида проявляют большое

постоянство своего жизненного развития и внешних проявлений, что позволяет в

полной мере исследовать их с помощью термодинамических и механистических

моделей. Однако при переходе от клетки (отдельной особи/популяции) к

комплексу популяций в экосистеме драматически снижаются возможности

переноса на них результатов испытаний токсичности, проведенных для одного

вида организмов. Для прибрежных морских экосистем, например, такие

абиотические факторы, как приливы и отливы, соленость моря, температура и

периодические штормы различной силы, оказывают совершенно непредсказуемое

влияние на организмы, так что для таких экосистем невозможно использовать

экотоксикологические данные, полученные в лаборатории. Реки и озера, как

правило, не затронуты такими сильными природными явлениями, и их

биологическое поведение определяется годовыми ритмическими колебаниями, к

которым организмы приспособились в процессе эволюции. Дафнии, например,

откладывают так называемые устойчивые долгоживущие яйца, которые способны

пережить экстремальные климатические явления типа высыхания или замерзания

биотопов. В соответствии с эко-этологической терминологией в процессе

эволюции выработались две группы организмов — с г- и К-стратегиями

поведения. Между этими группами существуют многочисленные промежуточные

переходные формы. г -Стратегия поведения характеризуется высокой скоростью

размножения и развития, а также высокой степенью независимости от условий

среды. К-стратегия поведения, напротив, характерна для организмов, которые

активно реагируют на внешнее и внутреннее воздействие окружающей среды и

хорошо приспособлены к условиям в своем жизненном пространстве.

В принципе экотоксикологические воздействия на выбранный для испытаний

организм однозначно выявляются только по результатам этих испытаний.

Последние позволяют также отнести исследуемый организм к определенной

стратегии поведения, — либо к чувствительной К-стратегии, для которой в своей

специфической среде обитания обеспечивается длительное развитие популяции,

либо к менее чувствительной г-стратегии поведения с относительно коротким

сроком развития популяции. Отсюда становится ясным, почему результаты

экотоксикологических испытаний одного вида нельзя без дополнительных

исследований переносить на другие виды.

В одном из исследований летальная концентрация ЛК

о четырех

органических эфиров фосфорной кислоты (пестицидов) при их воздействии на 12

видов рыб „в лучшем случае" для двух пестицидов отличалась в 4 раза. В

„худшем случае" летальные концентрации отличались в 500 и даже 1000 раз . В

другом исследовании при испытании чувствительности к вредным веществам для

скворца по сравнению с крысой было установлено, что в отношении 71

химического соединения скворец иногда более чем в 500 раз более чувствителен,

чем крыса, однако в среднем (острая пероральная токсичность по всем изученным

веществам) только в 5 раз. Скворец и черный дрозд проявляют значительные

отклонения в одном и том же испытании, причем черный дрозд оказался в 100 раз

более чувствительным, чем скворец, по всему спектру токсичных химических

веществ.

Были сделаны попытки применить нормы ЛК

о, полученные для крыс, к

дафниям, однако полученные результаты исключают возможность переноса норм

на межвидовом уровне из-за очень больших различий в физиологии, анатомии и

биохимии. В принципе было установлено, что любое острое токсическое

воздействие на этих млекопитающих (крыс) имеет место и для дафний, но не

наоборот.

Если требуется по результатам испытаний острого токсического эффекта

химического вещества получить данные о воздействии этого вещества на

жизненный цикл популяции, то в простейшем случае достаточно удлинить ось

времени и нанести на нее полученное в опыте время жизни организмов в

условиях воздействия соответствующей летальной концентрации вредного

вещества, полученное на опыте. На примере исследования токсичности ДДТ для

радужной форели можно сделать вывод о том, что летальная доза

экспоненциально падает при увеличении длительности жизни особи; так, при

концентрации 0,002 млн

-1

время жизни рыбы составило 7 нед, 0,004 млн

-1

-1 нед, а

при концентрации 0,03 млн

-1

— 1 сут. Соотношение между смертностью,

временем жизни и концентрацией вещества не является простой математической

зависимостью даже для самого простого опыта, — на нее влияют самые

разнообразные биологические параметры, такие как возраст и пол особи, ее

репродуктивные способности. Эти огромные различия особенно ясно видны при

сравнении времени удвоения численности популяции. Для водорослей это время

составляет несколько часов, а для многих млекопитающих — десятилетия.

Насколько высокой сопротивляемостью даже к постоянному

массированному воздействию пестицидов обладают обитающие в естественных

условиях популяции, показывает исследование результатов длительных кампаний

по борьбе с сельскохозяйственными вредителями.

Одной из самых известных является „программа обработки лесов" против

канадской пихтовой толстушки листовертки. В ходе этой программы с 1952 по

1981 г. было распылено 17 млн. кг пестицидов. В 1975 г. применение инсектицида

фосфамидона в провинции Нью- Брунсвик вызвало гибель около 400 тыс. птиц

корольков . Тем не менее, через 25 лет после начала проведения в жизнь этой

программы против гусениц этой маленькой бабочки как сами пихтовые

листовертки, так и корольки пережили интенсивное применение пестицидов.

В уже упоминавшейся программе борьбы с вредителями использовался в

большом количестве также и ДДТ. В результате этого в близлежащих реках

заметно уменьшилось количество атлантического лосося , хотя и не произошло

его полного вымирания . Интересно, что вызванная высокой токсичностью ДДТ

высокая смертность лососей в возрасте до одного года (90-98%) снижается для

популяции в целом благодаря тому, что, во-первых, лососи более старшего

возраста вымирают лишь на 50-70%, а во-вторых, потеря молодняка

компенсируется возвращением из моря взрослых лососей. Если молодые лососи

первые 2-3 года своей жизни проводят в реке, взрослые рыбы благодаря

выработанному в процессе эволюции мигрирующему образу жизни между морем

и реками избежали массового вымирания.

Эти примеры показывают, что, с одной стороны, многие животные способны

преодолевать воздействие пестицидов благодаря своей устойчивости по

отношению к ним. С другой стороны, оказалось, что наряду с краткосрочным

лесотехническим эффектом применения пестицидов нельзя не видеть их

побочного вредного воздействия на полезные организмы (рыбы, пчелы и т. п.).

Трудно предсказать влияние постоянного, иногда длившегося годами применения

остро токсичных препаратов ДДТ, фосфамидона, фенитротиона, трихлорфона и

аминокарба по данным, полученным при испытании их острой токсичности.

4 ВЛИЯНИЕ НА ЭКОСИСТЕМУ

Важнейшими параметрами, оказывающими влияние на структуру, функции и

динамику экосистемы, являются: плотность популяции (изменение численности

популяции), смена доминантной структуры, видовое многообразие, снижение

изобилия биомассы, а также изменения пространственного распределения

организмов, биологических флуктуации и репродуктивных функций.

Создание новых агрохимических препаратов является очень сложной

проблемой. В рамках программы защиты растений в настоящее время с учетом

решения экономических, экологических и экотоксикологических проблем

поставлена задача получения препаратов с порогом уничтожения одних только

вредных организмов. 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. В этом

контексте понятно создание пестицидных препаратов так называемого

регулируемого высвобождения вещества и их применение в сельском хозяйстве.

Целью этого подхода является постепенное контролируемое выделение

действующего вещества высокой эффективности, но не загрязняющего

окружающую среду. Изготавливают, например, кабели, упаковки из пленки, из

пластмасс, сополимером которых является пестицид. Его выделение в

окружающую среду можно оценить исходя из известных физико-химических и

метеорологических данных.

При внесении в почву агрохимических препаратов следует особое внимание

уделить их токсическому воздействию на микрофлору (бактерии, водоросли и

грибы), а также на полезных членистоногих. Это важно не только для открытого

грунта, но и для защищенных пленочными покрытиями площадей (парников для

ранних овощей или теплиц). Под защитой крыши из стекла или полимерной

пленки почва в теплицах не подвергается воздействию вредных веществ,

содержащихся в атмосфере и выпадающих с дождем, однако влияние

изменившихся климатических условий на биологию почвы в присутствии

химических препаратов изучено еще недостаточно.

Богатство видов и плотность популяции бактериальной флоры в

естественных природных условиях может снизиться при экстремальном

изменении климата на 90%. Побочные токсические воздействия химических

веществ на микрофлору почвы, обратимые в течение 30 сут, могут считаться

„нормальным явлением", при этом в среднем через 18 сут наблюдается начало

восстановления угнетенной популяции. Постепенный подъем и даже

восстановление первоначальных микробиологических параметров считается

допустимым (критическим), если оно происходит за время от 60 до 90 сут .

Наряду с рассмотренными выше признаками потенциально нарушенной

структуры биоценоза рекомендуется принимать во внимание и другие параметры

системы, чувствительные к воздействиям вредных веществ, — функциональную

активность на основе проведения физиологических тестов (ферментной

активности, содержания АТФ, выделения тепла и т. п.).

Как правило, почвенная микрофлора реагирует на массированное

применение пестицидов снижением интенсивности размножения. Такие

организмы, называемые также деструвентами (вымирающими), тесно связаны с

почвенной фауной, и снижение их численности, вызванное направленным или

непреднамеренным угнетением некоторых видов инсектицидами, акарицидами,

нематоцидами и т. п., способствует при некоторых условиях росту численности

других видов. Это справедливо также и для водных систем, когда применение

альгицидных (противоводорослевых) препаратов вначале вызывает гибель

фитопланктона, а затем — массовое размножение бактерий. Миксотрофные виды

планктона (как и многие флагелляты) меняют в загрязненных водах свой тип

питания с аутотрофного (усвоение СО

) на гетеротрофный, и эти виды

появляются только в тот момент, когда, например, резко снижается численность

синих и зеленых водорослей.

Исследования планктона в стоячих пресных прудах показали, что, например,

бензол и 1,2,4-трихлорбензол не оказывают воздействия на динамику популяции,

сравнимого с действием ТХФ. Видовое многообразие после воздействия этих

веществ либо остается неизменным, либо даже несколько повышается,

одновременно обнаруживается заметный подъем плотности заселения по

сравнению с контрольными биотопами. Однако эти результаты объясняются не

стимулирующим действием химических веществ на фитопланктон, а связаны с

вторичным явлением — вымиранием популяции дафний. В этом случае

размножающиеся виды оказались свободными от давления поедающих их видов

(потребителей) и менее чувствительными к вредным веществам, чем организмы-

потребители. Заметное нарушение экологического равновесия было, таким

образом, следствием однократного целенаправленного введения химических

веществ с целью имитации вымирания организмов в водной среде. Дафнии и

кольчатые черви в ходе дальнейших длительных исследований в естественных

условиях оказались наиболее подходящими индикаторными организмами для

выявления летальных и сублетальных воздействий вредных веществ и являются

также типичными организмами, используемыми для лабораторного скрининга

при экотоксикологической оценке риска. Результаты длительных исследований в

естественных условиях (натурных испытаний) позволяют выявить следующую

общую тенденцию: в природных условиях для достижения одного и того же

биологического эффекта достаточно меньшего количества вредного вещества,

чем в стандартизированных лабораторных условиях. В водной среде это особенно

четко подтверждается для планктона, состоящего в основном из ракообразных.

Таким образом, для полной экотоксикологической оценки химических

веществ в наземных и водных системах требуется рассмотреть, наряду с

непосредственным токсическим действием веществ по отношению к

чувствительным к ним видам (популяциям) организмов, также и аккумулирование

токсических веществ на различных ступенях основной (господствующей) цепи

питания и связанное с этим снижение активности питания и продуктивности.

Поэтому стандартные тесты в водных средах должны учитывать различные

варианты постановки эксперимента, например, обильное или бедное питание.

Цепи и сети питания с экологической точки зрения являются важными

параметрами экосистем, поскольку они позволяют описать перенос вещества и

энергии, а также превращения в кругообороте аутотрофных и гетеротрофных

популяций. Кроме того, они являются основой для подбора математических

моделей, на базе которых можно оценить стабильность и регенеративные

возможности загрязненной вредными веществами системы.

Другими параметрами экосистемы, связанными с влиянием антропогенных

химических веществ, являются уже упомянутые динамика популяции,

конкурентное равновесие и первичная продуктивность.

Исследование динамики популяции (т. е. изменения численности популяции

при смене поколений) должно проводиться преимущественно на чувствительных

видах организмов с целью интерпретации вредного воздействия применяемого

химического вещества. Прежде всего, следует выбрать виды с К-стратегией, так

как благодаря их длительному периоду роста и связанной с этим возможностью

длительного накопления вредных веществ можно выявить косвенные изменения

видового состава.

В качестве „прототипа" для изучения изменений популяции» был выбран

сокол как наиболее изученный вид. Наблюдениями в естественных условиях было

обнаружено, что в течение ряда поколений произошло сильное уменьшение

численности популяции сокола из-за трудностей высиживания яиц с утонченной

скорлупой. Хронологически это явление совпало с массированным применением

ДДТ, примерно с 1950 г., когда были найдены первые разбитые яйца в гнезде

сокола. В период 1960-1968 гг. в США и Великобритании резко снизилась

численность популяции сокола, что объяснялось уменьшением толщины

скорлупы яиц этой птицы. В 1969-1974 гг. было экспериментально установлено,

что причиной этого является отравление ДДТ, поскольку в скорлупе были

обнаружены связанные остатки ДДЭ (дихлордифенилдихлорэтилен). В 1976 г. это

явление было объяснено тем, что в яйцеводе самки сокола нарушаются

ферментативные процессы, связанные с образованием яиц. В 1977 г. установлено

постепенное восстановление численности сокола, которое происходило

одновременно со снижением общей концентрации остатков ДДТ/ДДЭ в этих

странах .

Этот пример показывает, что в принципе при исследованиях динамики

популяции следует принимать во внимание многие организмы, занимающие

ключевое место в цепях (сетях) питания, однако лишь немногие из них в качестве

конечных звеньев дают возможность верной оценки влияния вредного вещества.

Конкуренция между растительными и животными видами, которая

проявляется при совместном потреблении ограниченных ресурсов, типична для

природной экосистемы. В соответствии с определением меж- и внутривидовая

конкуренция представляет собой конкуренцию, которая происходит между

организмами одного вида и разными видами в одних и тех же условиях

окружающей среды. Хотя на видовой состав оказывают влияние различные

факторы, например эволюционные, генетические, физико-химические, можно

говорить о некотором динамическом равновесии по всем этим факторам, если

человек не оказывает существенного влияния на экосистему. Для

экотоксикологических исследований в первую очередь следует использовать

местные виды, например высшие растения.

Установлены нарушения конкурентного равновесия растительных культур

вследствие влияния окружающей среды в результате применения гербицидов и

иммиссии тяжелых металлов.

В одном из исследований было выявлено, что травянистые растения более

устойчивы к загрязнениям цезия, чем кустарники и деревья, и это привело к

полному изменению существовавшей доминантной структуры растительности.

Исследования последствий иммиссии диоксида серы и резистентности отдельных

видов луговых растений можно проводить также и со смешанными культурами в

климатических камерах или на участках с заданной концентрацией вредного

вещества.

Для лучшей оценки влияния токсических иммиссий на конкурентное

равновесие в природных сообществах растений требуется создание, наблюдение и

исследование представительных выборок площадей, на которых осуществлялось

воздействие химических веществ, и площадей без иммиссии вредных веществ

(контрольные участки). С их помощью следует выбрать „долгосрочные

индикаторы" для проведения программы „мониторинга". Можно надеяться, что в

результате длительных исследований можно будет разделить воздействие

вредных веществ и влияние климатических факторов.

ЛЕКЦИЯ №6

МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ ХИМИЧЕСКИХ ПРОЦЕССОВ В ПРИРОДЕ

С ЦЕЛЬЮ ОБЕСПЕЧЕНИЯ БИОЛОГИЧЕСКОЙ БЕЗОПАСНОСТИ

1 ХИМИЧЕСКИЕ ИССЛЕДОВАНИЯ В БИОЛОГИЧЕСКИХ СИСТЕМАХ

Экспериментальные методы исследования экологохимических процессов в

живой и неживой природе чрезвычайно многообразны; они рассматривались на

лекциях на отдельных примерах. Это преимущественно химические методы

исследования разложения и превращения веществ, поступающих в окружающую

среду, в биотических и абиотических природных средах. В этой лекции

обсуждаются методы изучения влияния этих веществ на биологические системы,

основанные на использовании модельных систем в лабораторных и натурных

условиях с целью обеспечения их биологической безопасности.

Основной целью постановки эколого-химических экспериментов является

получение данных по ряду критериев (устойчивость веществ, их тенденция к

рассеянию, скорость превращений в биотических и абиотических средах, а также

сбор экотоксикологических данных и выработка подходов к выявлению связи

между строением вещества и его активностью). Для решения этих задач

предлагается три экспериментальных подхода.

1 Экспериментальные исследования влияния специфического единичного

фактора окружающей среды на химический продукт, находящийся в окружающей

среде. К ним относятся также исследования механизма таких влияний и их

взаимодействие. В этом подходе наибольший интерес представляют исследования

в области химии, биологии, почвоведения, биохимии, фармакологии, экологии.

Полагая, что такого рода данные правильно отражают поведение более простых

систем, с помощью математических моделей можно описать поведение

химического продукта в целом как суммy эффектов воздействия окружающей

среды. Другим методом анализа воздействий окружающей среды является

сравнительное исследование химических продуктов. При этом совершенно не

обязательно проводить точные исследования аккумуляции, разложения,

распределения и превращение веществ, а лишь сравнить их поведение в

стандартных условиях.

Основой для оценки значения отдельных факторов окружающей среды

являются результаты исследований в рамках таких научных дисциплин, как

экология, химическая экология и геологические науки, которые могут

привлекаться для решения стоящих перед экологической химией.

2 Эксперименты в природных комплексных системах окружающей среды

или имитирующих такие системы. В таких случаях проводят определение всех

отдельных факторов влияния исследуемой системы на модельное химическое

вещество, причем исследования проводят только химическими методами. Сбор

биологических и метеорологических данных имеет целью лишь установить

состояние системы и обеспечить возможность сравнения различных

экспериментов. Идентификация отдельных влияющих факторов окружающей

среды производится после оценки результатов и имеет главной целью нахождение

таких факторов и механизмов, которые оказывают основное воздействие на

исследуемое вещество в качественном и количественном отношении.

3 Анализ проб окружающей среды с идентификацией по возможности всех

поступающих в нее химических веществ, а также их количественное определение

до следовых количеств. Повторением такого рода анализов проб одинакового

типа воздействия (экспозиции) через определенные промежутки времени можно

выяснить направление изменений концентрации во времени, а также

непосредственно изменение материального состава окружающей среды. При

таком подходе к постановке эксперимента возникают трудности и при самом

анализе, и при обеспечении репрезентативности полученных аналитических

данных. Такие исследования наиболее целесообразны для проб простого состава,

т. е. малокомпонентных природных сред, например в воздухе или воде. Особенно

важны пробы тканей человека и исследования крови для оценки дозы воздействия

(экспозиции) на население. Так же, как и для рассмотренных выше подходов, и

здесь исследование можно проводить по стадиям: сначала ограничиваются теми

классами веществ, для которых существуют приемлемые методы анализа

следовых количеств. Преимуществом этого последнего, третьего, подхода

является возможность одновременного изучения изменений качества

окружающей среды и изменения содержания природных веществ.

Так как на основе третьего подхода к исследованиям при сравнительно

небольших затратах можно быстро получить достоверные для оценки состояния

окружающей среды данные по рассеянию и превращениям вредных веществ, он

часто используется в диагностической химии. Для достоверного составления

материального баланса антропогенных органических химических продуктов

нельзя обойтись без применения веществ, содержащих меченые атомы.

Исследования химического поведения (аккумуляция, экскреция, разложение и т.

п.) на примере специально отобранных видов организмов лишь грубо качественно

можно распространить на естественные экосистемы. Однако это позволяет

провести сравнение различных веществ по таким факторам, как аккумуляция в

пищевых цепях или разложение в организмах.

При использовании данных, полученных в лабораторных экспериментах с

отдельно взятыми факторами окружающей среды, для оценки поведения веществ

в реальных условиях окружающей среды экологическая химия находится в такой

же ситуации, как и токсикология. В принципе все эколого-химические

эксперименты дают качественно верные результаты по поведению исследуемого

модельного химического продукта, поскольку исследуется воздействие

конкретного фактора окружающей среды на химический продукт, а при

исследованиях используются проверенные химические методы. Соответствие

количественных данных, полученных в лаборатории, и данных, необходимых для

эколого-химических оценок, относящихся к природным условиям, будет тем

точнее, чем большее количество факторов окружающей среды учитывается в

эксперименте и чем ближе значения факторов к природным (например, набор

питательных веществ для микроорганизмов). Особое значение имеет

концентрация исследуемого химического продукта в эксперименте. Она должна

быть по возможности того же порядка, что и известная (предполагаемая)