Навчальне гідробіологічне зібрання для студентів-аспірантів та для допитливих

1. Руднева И. И. Половые особенности активности антиоксидантных ферментов крови некоторых прибрежных видов рыб Черного моря / Вопросы ихтиологии / И.И. Руднева, Е. Н. Скуратовская - 2009. Т. 49, № 1. С. 125-128.

Мідь є компонентом ряду ферментів, пов'язаних із окисно-відновними процесами, має важливе значення у фенольному, азотистому та нуклеїновому обмінах. Важливою функцією міді в організмі тварин є її участь у синтезі ге-моглобіну. Власне вона сама не входить до складу гемоглобіну, але необхід-на для каталітичної реакції включення неорганічного заліза до складу гемог-лобіну. Більше ніж 90 % всієї міді знаходиться у церулоплазміні – метало-ферменті, що приймає участь у синтезі білків плазми крові [ 3 ]. Важливою є роль міді у процесах кровотворення, де її неможливо замінити жодним ін-шим хімічним елементом. Біотичні дози міді підвищують опірність організ-мів до деяких інфекційних захворювань. Мідь зв'язує мікробні токсини за ти-пом комплексних сполук – хелатів та підсилює дію антибіотиків. Як незамін-ний мікроелемент, вона впливає на організм завдяки зв'язкам із фенолами, гормонами та вітамінами [ 3 ]. У риб у період нересту вміст міді у печінці – де-по цього елементу в організмі – знижується, а у статевих продуктах (ікра, сім'яники) зростає [ 3 ]. Вона бере участь у процесах пігментації риб, вплива-ючи на синтез меланіну [ 3 ].

Рівень забезпечення риби міддю залежить від багатьох факторів і у першу чергу біогеохімічної ситуації середовища існування, форми знаход-ження хімічного елемента, кліматичних, гідрохімічних умов та фізіологічно-го стану організму. Вміст міді в організмі регулюється центральною нерво-вою системою та залозами внутрішньої секреції.

Відомо [ 18 ], що за своєю дією на водні організми, тільки ртуть більш токсична за мідь, а висока токсичність та значна середня концентрація ос-танньої у воді роблять її критичним елементом у водних екосистемах. В ок-ремих випадках саме мідь, окремо та при синергічній взаємодії з іншими ток-сичними речовинами, може спричинити загибель риби. Темпи поглинання міді рибами знаходяться у прямій залежності від періоду впливу та концен-трації. При токсичній дії міді на риб встановлено [ 21 ] синергізм при взаємодії міді, кадмію та свинцю, або міді та цинку, міді, цинку і фенолів, або міді та фенолів. Чим вища концентрація міді, яка знаходиться у вільній (іонній) фор-мі (тобто не закомплексована) у воді, тим вищий ефект її дії на риб.

Безперечно, ізольована дія підвищеної концентрації міді до 10-15 мг/л не може стати причиною загибелі риб, які володіють широкою адаптаційною мож-ливістю і володіють рядом механізмів виведення її з організму, однак, у взаємо-дії з іншими гідрохімічними чинниками, її летальна дія може проявитися.

Наступним чинником, який у взаємодії з іншими може призводити до летального наслідку риб є нафтопродукти, виявлені в озері Чорне Велике. Придонний шар води озера Чорне Велике, і Шацьких озер, взагалі більш на-сичений нафтопродуктами, ніж поверхневий [ 28 ]. Нафта та її похідні, у дано-му випадку, виступають, як концентратори для важких металів, що також різ-ко підвищує токсичність останніх за рахунок утворення металоорганічних сполук, що легко проникають у клітини гідробіонтів. З підвищенням концен-трації міді у водному середовищі зростає споживання рибами кисню, збіль-шується рН крові та використання енергетичних речовин. Характерним ефек-том впливу іонів міді на риб у водному середовищі є різке зниження секретор-

56 Збірник науково-технічних праць

Науковий вісник, 2006, вип. 16.5

ної діяльності зябрових пелюсток, що у кінцевому результаті призводить до загибелі риби від некрозу зябер (токсична асфіксія). Окрім цього, має місце руйнування кровотворних тканин у філаментах зябер, що є наслідком змен - шення їх окислювальної активності, відбувається також некроз клітин нирок.

Таким чином загибель вугра стала наслідком кумулятивного токсико-зу, пов'язаного із дією високих концентрацій важких металів, головним чи-ном міді, а також нафтопродуктів у воді озера Чорне Велике.

Література

1. Бетман Ш.А., Ильзинь А.Э. Микроэлементы в организме рыб и птиц. – Рига: Зинат-

не, 1968. – С. 5-18.

2. Воробьев В.И. Микроэлементы и их применение в рыбоводстве. – М.: Пищевая пром-сть, 1979. – 184 с.

3. Войнар А.И. Биологическая роль микроэлементов в организме животных и челове-ка. – М.: Пищевая пром-сть, 1986. – 264 с.

4. Горовая С.Л., Столярова С.Д. Физиолого-биохимические показатели рыб водоемов Белорусии. – Минск: Наука и техника, 1984. – 157 с.

5. Дячук І.Є., Шевченко П.Г., Коваль М.В., Колесніков В.М. Іхтіофауна й рибопро-

дуктивність озер Шацького природного національного парку на сучасному етапі їх існуван-ня./ Національні парки в системі екологічного моніторингу. – Світязь, 1993. – С. 62-63.

6. Иванов В.В. Экологическая геохимия элементов: Справочник: в 6 кн./ Под

ред Э.К. Буренкова. – М.: Экология, 1995. Кн. 4. Главные d = элементы. – 416 с.

7. Евтушенко Н.Ю., Сытник Ю.М., Осадчая Н.Н. Концентрация тяжелых металлов в воде Шацких озер/ Вопросы экологии и мелиорации заболоченных земель. Материалы к се-

минару в г. Шацке, 28-29 мая 1991 г. Шацк, 1991. – С. 27-28.

8. Євтушенко М.Ю., Ситник Ю.М., Осадча Н.М. Підсумки трьохрічних досліджень вмісту важких металів в компонентах озерних екосистем Шацького національного природного парку/ Національні парки в системі екологічного моніторингу. – Світязь, 1993. – С. 33-35.

9. Євтушенко М.Ю., Шевченко П.Г., Коваль М.В., Дячук І.Є., Колесніков В.М. Су-

часний стан іхтіофауни та охорона риб озер Шацького національного природного парку/ Шацький національний природний парк. Наукові дослідження 1983-1993 рр. – Світязь, 1994. –

С. 194-209.

10. Забитівський Ю.М. Вплив сублетальних концентрацій свинцю на активність трав-них ферментів цьогорічок коропів// Вісник Львівського ун-ту. Серія біологічна. – 2002, вип.

28. – С. 200-210.

11. Забитівський Ю.М. Карбогідразна активність кишківника рамчастої та лускатої по-рід коропа любінського внутрішньопорідного типу під впливом міді// Наук. записки Терно-пільського педун-ту ім. Володимира Гнатюка. Серія "Біологія", № 2(17), 2002. – С. 105-109.

12. Забитівський Ю.М. Функціональна активність карбогідраз цьогорічок коропів лю-бінського внутрішньопорідного типу при інтоксикації свинцем// Наук. записки Тернопільсь-кого педун-ту ім. Володимира Гнатюка. Серія "Біологія". 2001, № 3 (14). – С. 193-195.

13. Забитівський Ю.М., Савицька О.М. Динаміка накопичення міді у лусці, зябрах і кишківнику коропа.// Наук. вісник УкрДЛТУ. – Львів: УкрДЛТУ. – 2003, вип. 13.5. – С. 263-272.

14. Коваль М.В., Шерстюк В.В., Шевченко П.Г., Ситник Ю.М. Сучасний стан моло-

ді риб озер Шацького національного природного парку// Роль охоронюваних природних тери-торій у збереженні біорізноманіття. Матер. конф. присвяченої 75-річчю Канівського природ-ного заповідника, м. Канів, 8-10 вересня 1998 р. Канів, 1998. – С. 190-191.

15. Ковальский В.В. Геохимическая экология. – М.: Наука, 1975. – 299 с.

16. Львович М.В., Горун А.А., Сытник Ю.М., Шевченко П.Г., Пидопригора Л.Н.

Эколого-токсикологическая ситуация в оз.Черное Большое (Шацкие озера) после гибели угря в 1996 году// Другий з'їзд Гідроекологічного товариства України. Тези доповідей. 27-31 жов-

тня 1997 р. – К.: Либідь, 1997, том 2. – С. 136-137.

17. Морозов Н.П., Петухов С.А. Переходные и тяжелые металлы в промысловой ихти-офауне океанических, морских и пресных вод// Рыбное хозяйство. – 1977, № 5. – С. 11-13.

18. Мур Дж.В., Рамамурти C. Тяжелые металлы в природных водах. Контроль и оцен-ка состояния. – М.: Мир, 1987. – 286 с.

1. Лісове та садово-паркове господарство 57

Національний лісотехнічний університет України

19. Никаноров А.М., Жулидов А.В., Покаржевский А.Ф. Биомониторинг тяжелых металов в пресноводных экосистемах. – Л.: Гидрометеоиздат, 1985. – 144 с.

20. Никаноров А.М., Жулидов А.В. Биомониторинг металлов в пресноводных экосис-темах. – Л.: Гидрометеоиздат, 1990. – 327 с.

21. Некоторые вопросы токсичности ионов металлов. Пер. с англ./ Под ред. Х. Зигеля,

А. Зигель. – М.: Мир, 1993. – 368 с.

22. Осадча Н.М., Ситник Ю.М., Євтушенко М.Ю. Вміст важких металів у водах Шацького поозер'я (за результатами 1990-1991 рр.) / Екологічні аспекти осушувальних мелі-орацій в Україні. Тези доповідей конф.. – К.: Знання, 1992. – С. 117-119.

23. Осадча Н.М., Ситник Ю.М., Євтушенко М.Ю. Ступінь закомплексованності міді

у воді Шацьких озер// Екологічні аспекти осушувальних меліорацій в Україні. Тези доповідей конф.. – К.: Знання, 1992. – С. 120-121.

24. Правила охраны поверхностных вод от загрязнения сточными водами// Охрана ок-ружающей среды. Под ред. Л.П. Шарикова. – Л.: Судостроение, 1978. – С. 193-222.

25. Ситник Ю.М., Осадча Н.М., Євтушенко М.Ю. Вміст важких металів в деяких ви-

дах риб Шацьких озер/ Екологічні аспекти осушувальних меліорацій в Україні. Тези допові-

дей конф.. – К.: Знання, 1992. – С. 116-117.

26. Ситник Ю.М. Важкі метали у промислових видах риб Шацького поозер'я// Рибне господарство. – 1994, вип. 48. – С. 79-84.

27. Сытник Ю.М., Шевченко П.Г., Евтушенко Н.Ю., Подопригора Л.Н. О причине массовой гибели речного угря озера Черное Большое Шацкого природного национального парка в 1996 г./ Повышение качества рыбной продукции внутренних водоемов. Материалы международной конференции 8-9 октября 1996 г. – К.: Наука. – 1996. – С. 136.

28. Тимченко В.М., Якушин В.М., Олейник Г.Н., Новиков Б.И., Гош Р.И., Сыт-

ник Ю.М., Коновалов Ю.Д., Ярошевич А.Е., Ярошевич Л.В., Жданова Г.А., Голов-ко Т.В., Осадчая Н.Н., Сидерский А.В., Виденина Ю.Л., Безродная С.М., Меленчук Г.В.,

Гресько М.М., Калениченко К.П., Кундиев В.А., Крыжановский И.В., Давыдов О.А., Чижмакова Н.А., Васильева И.Г., Иванова Т.И., Кабакова Т.Н. Гидроэкологическая ха-рактеристика Шацких озер/ Редакция "Гидробиологического журнала" АН Украины. 120 с. Депонирована в ВИНИТИ 02.08.1993 г, № 2188 В 93.

29. Трахтенберг И.М., Колесников В.С. Луковеноко В.П. Тяжелые металы во внеш-

ней среде. Современные гигиенические и токсиологические аспекты. – Минск: Наука и тех-

ника, 1994. – 285 с.

30. De Boeck G., Vlaeminck A., Blust R. Effects of subletal copper exposure on copper accu-mulation, food consumption, growt, energy stores, and nucleic acid content in common carp// Arch Environ Contam Toxicol. – 1997. Nov; 33 (4): 415-22.

31. Jewtuszenko M. Ju., Sytnik Ju.М. Zawartosc metali ciezkich w narzadas i tkankach leszcsa i sandacza, zyjacych w jeziorach Szackiego Parku Narodowego/ Ekosystemy wodne i torfo-wiskowe w obszarach chronionych. Pod red. S. Radwana, Z. Karbowskiego, M. Soltysa. Lublin, 1993. – S. 98.

32. Sytnik Yu.М., Nowikow B.J., Osadczaja N.M., Czizmakowa N.A., Wiedienina J.L. Me-tali ciezkie w wodzie i osadach dennych jezior Szackiego Parku Narodowego/ Ekosysteniy wodne i tor-fowiskowe w obszarach chronionych. Pod red. S. Radwana, Z. Karbowskiego, M. Soltysa. – Lublin, 1993. – S. 127-28.

УДК [(502.51: 504.5): 574.64] (285.2) (477.82.1-751.2) Ю.М. Ситник 1 ,

П.Г. Шевченко 2 , Ю.М. Забитівський 3

ТОКСИКОЛОГІЧНІ АСПЕКТИ ЗАГИБЕЛІ ВУГРА В ОЗЕРІ ЧОРНЕ ВЕЛИКЕ ШАЦЬКОГО НАЦІОНАЛЬНОГО ПРИРОДНОГО ПАРКУ (ОГЛЯД)

Описано аналіз результатів екотоксикологічних досліджень озера Чорне Вели-ке (Шацький національний природний парк), які проводилися у 1996 р, причиною яких стала загибель вугра європейського. Здійснено аналіз вмісту у воді важких ме-талів, пестицидів, нафтопродуктів та синтетичних поверхнево активних речовин. По-казано рівні накопичення важких металів у тканинах риб з озера Чорного Великого та суміжних озер та здійснено аналіз їх впливу на організм гідробіонтів.

Ключові слова: екотоксикологічні дослідження, риби, важкі метали, нафтоп-родукти, хлорорганічні пестициди, поверхнево-активні речовини.

Yu.M. Sytnik 1 , P.G. Shevchenko 2 , Yu.M. Zabytivskyy 3

Ecological toxicology of Shatsk lakes lake Chorne Velyke

scientific research 1996 (review)

The results are described of ecotoxicological researches of lake Chorne Velyke (Na-tional natural park of Shatsk), which were carried out in 1996. The reason of researches was the death of the European eel. It was analysed the content of heavy metals, pesticides, mineral oil and synthetic surface-active substances in water. It is shown the heavy metals accumulation levels in fishes tissue.

Keywords: ecotoxicological researches, fish, heavy metals, mineral oil, chlorineor-ganic pesticides, surface-active substances.

Навесні (березень – квітень) 1996 року в озері Чорне Велике сталася масова загибель вугра європейського – Anguilla anguilla L. [ 16, 27 ]. Загинуло більше 4 тисяч особин загальною масою більше двох тисяч кг. Еколого-ток-сикологічні дослідження води та риби (живих та загиблих особин вугра євро-пейського – Anguilla anguilla L.) були частиною заходів з виявлення причин екологічної катастрофи.

1 Інститут гідробіології НАН України, проспект Героїв Сталінграда, 12, Київ 210, 04210, Україна (Institute of hydrobiology of National Academia of Sciences of Ukraine Heroiv Stalingrada st, 12, Kiev 210, 04210, Ukraine).

2 Національний аграрний університет, корп. 1., вул. Героїв оборони, 19, Київ, 03140 (National agrarian university Corps 1., Heroiv Oborony st., 19, Kiev, 03140).

3 Львівський НУ ім. Івана Франка, вул. Грушевського, 4, Львів, 79005. E-mail: yurafish@ukr.net (Lviv NU named after Ivan Franko, Hrushevskoho st, 4, Lviv, 79005, Ukraine).

50 Збірник науково-технічних праць

Науковий вісник, 2006, вип. 16.5

Аналіз результатів ряду токсикологічних досліджень засвідчує, що во-да озера Чорне Велике значно забруднена важкими металами, СПАР та наф-топродуктами [ 7, 8, 22, 23, 25, 28, 32 ]. Придонні шари води цього озера ма-ють більше навантаження токсичними речовинами порівняно з поверхневи-ми. З основних забруднювачів природних вод, виявлених раніше (1990-92 рр) за результатами наших досліджень, навесні 1996 року не виявлено тільки пестициди (табл. 1).

У контексті токсикологічної ситуації, яка склалася у водоймі Чорне Велике, розглянемо основні чинники, які формують фізіологічний статус риб, основну увагу зосереджуючи на функціональній характеристиці важких металів, що перевищують допустимі рівні.

Табл. 1. Вміст токсичних речовин у воді озера Чорне Велике

у квітні-травні 1996 року (мкг/л, min-max)

Токсичні

Поверхневий

Придонний

ГДК рибогоспод.,

Кратність перевищення,

речовини

шар

шар

мкг/дм3

ГДК рибогоспод.

Важкі метали

Мідь

10,0-11,5

14,5-15,0

1,0

10 / 15

Кадмій

0,4-0,7

3,7-4,9

5,0

відповідає

Марганець

15,2-16,8

41,2-44,7

10,0

1,5 / 4,2

Нікель

0,7-1,3

31,4-45,6

10,0

відповідає / 4,5

Свинець

2,8-3,4

27,7-31,2

10,0

відповідає / 3,0

Хром

11,3-12,1

224,5-237,2

1,0

11 / 240

Цинк

24,5-25,6

225,1-234,7

10,0

2,5 / 23,5

СПАР

Аніонні

60,0-77,0

97,0-101,0

100,0

відповідає/ГДК рибогоспод.

Катіонні

240,0-245,0

400,0-570,0

12,0

12 / 45

Нафтопродукти

124,0-127,0

295,0-312,0

50,0

3 / 6

Пестициди хлорорганічні*

α – ГХЦГ

не виявлено

не виявлено

відсутність

відповідає

γ – ГХЦГ

не виявлено

не виявлено

відсутність

відповідає

ДДЄ

не виявлено

не виявлено

відсутність

відповідає

ДДД

не виявлено

не виявлено

відсутність

відповідає

ДДТ

не виявлено

не виявлено

відсутність

відповідає

Примітка: * – чутливість методу для ГХЦГ = 0,005 мкг/ дм3,

ДДТ та його аналогів = 0,01 мкг/дм3.

Як видно з табл., вміст практично всіх важких металів, за винятком кадмію, перевищує допустиму концентрацію. Це дає підставу вважати во-дойму потенційно небезпечною з токсикологічної сторони, незважаючи на валовий характер отриманих величин. Розглянемо головні аспекти токсич-ності важких металів для гідробіонтів в озері Чорне Велике.

Одним з актуальних завдань сучасної екологічної токсикології є вив-чення особливостей екології риб та закономірностей формування екологічної стійкості за дії токсичних речовин різної хімічної природи. Для вирішення цих завдань вивчають динаміку еколого-токсикологічних та біохімічних па-раметрів досліджуваних популяцій риб [ 3-5, 14, 31 ].

Риби є важливою ланкою в неперервному кругообігу мікро- та макро-елементів водойми, які відносяться до групи незамінних елементів для нормальної життєдіяльності організмів. Ці елементи (мідь, цинк, залізо, магній, марганець, кобальт, хром та інші) відіграють важливу роль у протіканні ціло-го ряду фізіологічних та біохімічних процесів [ 1-4 ].

Рівні накопичення мікроелементів (як і взагалі металів) в органах та тканинах риб залежать від геохімічного складу середовища, типу водойми, функціонального стану організму та характеру харчових взаємовідносин. Концентруючи мікроелементи, водні організми синтезують життєво необхід-ні речовини у вигляді металоорганічних сполук, таких як ферменти, вітаміни, гормони та ін. Синтез металовмісних біологічно-активних сполук можливий тільки у певних межах концентрацій та співвідношень мікроелементів в орга-нізмі та середовищі. При підвищенні концентрацій мікроелементів у воді та харчових об'єктах ріст та розвиток спочатку зростають, а потім сповільню-ються, знижується синтез біологічно-активних сполук, погіршується здат-ність до розмноження та імунобіологічні реакції організму [ 2-4, 24, 26 ].

Завдяки своїй високій біологічній активності метали (мікроелементи) істотно впливають на якість водного середовища та біоти, оскільки порушен-ня балансу хімічних елементів у тканинах може у певній мірі служити одним із факторів, що стимулюють чи сповільнюють ріст та розвиток риби. Значне підвищення концентрації важких металів у навколишньому середовищі, і, як наслідок, в тканинах водних тварин і рослин, може досить негативно вплива-ти на стабільність екосистеми водойми, оскільки багато мікроелементів у певних концентраціях діють як токсичні речовини. При концентраціях, що перевищують нормальний вміст металів в органах та тканинах, зникає межа між їх "фізіологічною" та "нефізіологічною" дією. У міру зростання концен-трацій у водному середовищі та, відповідно, в гідробіонтах кожен елемент починає діяти як токсичний агент.

Важкі метали – хімічні елементи з властивостями металів, що мають атомні номери з 22 по 92 у періодичній таблиці хімічних елементів Д.І. Мен-делеева [ 19-21 ]. Зі 105 хімічних елементів цієї системи 92 трапляються у зем-ній корі, 86 – у складі живих організмів, 84 елементи (або 56, якщо вирахува-ти всі лантаноїди та актиноїди) відносяться до металів. Із 56-15 легких та 36 важких металів, а також 5 елементів, які поряд із властивостями металів мають також властивості неметалів, які, правда, виражені в різній степені. Для побудови різних тіл (від мікроорганізмів до людини) використовується відносно невелика кількість елементів, що звичайно називають біоелемента-ми. Життєво необхідними визнано від 24 до 27 хімічних елементів. Основни-ми елементами, з яких побудовані молекули органічних речовин, а саме: біл-ків, жирів, вуглеводів, нуклеїнових кислот і т.д., є кисень, вуглець, азот, фос-фор і сірка, які становлять відповідно 63; 25,5; 9,5; 1,4 та 0,22 % від загальної кількості атомів організму людини. Відносно великий вміст (від 0,3 до де-

кількох сотих відсотка) деяких елементів, що знаходяться в тканинах у вигля-ді іонів: Ca2+, Na+, K+, Mg2+ та аніона Cl-. Поряд із цими елементами в ткани-

нах людини та в інших тваринних організмах особливо виділяють ще 16 еле-ментів, що зазвичай називають мікроелементами через їх надзвичайно малу концентрацію в організмах, але які є вкрай необхідними як каталізатори життєво важливих процесів. До них відносяться Fe, Cu, Zn, Mn, Co, J, Mo, V, Ni, Cr, F, Se, Si, B, As. Із приведених 16 мікроелементів 6 є неметалами а 10 – власне металами, причому важкими. Для всіх цих елементів, в тому числі і важких металів, доказана їх біологічна роль. Згідно з думкою академі-ка В.І. Вернадського, біологічне значення мають всі елементи, що трапляють-ся у природі. Ним вперше було доказано залежність та зв 'язок між хімічним складом земної кори та вмістом мікроелементів у живих організмах, а звід-си – їх ростом, розвитком та фізіологічним станом [ 19-21 ].

За результатами багаторічних досліджень науковців, коли важкі мета-ли поступають в організм у надлишковій їх кількості в результаті техноген-ного забруднення довкілля, вони можуть накопичуватися та викликати ток-сичні ефекти. Деякі органи акумулюють певні елементи вибірково, в резуль-таті чого завдається шкода як органу чи тканині зокрема, так і організму в ці-лому. Наприклад, Cd, Hg та Mn накопичуються в нирках, Sn – в тканинах кишківника, V – в нігтях (кігтях) та волоссі, Zn та Sr – у передміхуровій зало-зі, Cu – у печінці та тканинах головного мозку.

Іони міді у незначній концентрації (2 мкг/дм3) здатні підвищувати ак-тивність травних процесів коропів у кишківнику на 24-147 % відносно кон-трольної групи риб [ 11, 13, 30 ]. Великі функціональні зміни в травній системі (зміна активності травних ферментів, зміна величини всмоктування пожив-них речовин) також наступають при наявності у водному середовищі свин-цю, який перевищує встановлені ГДК рибогосподарські [ 10, 12 ].

В еритроцитах знайдено елементи, біологічна значущість яких досі ще не доказана, зокрема, Ag і Pb. При порушенні фізіологічної норми рівня важ-ких металів в органах та тканинах можлива конкуренція за хімічні групи та каталітичні центри в макромолекулах, порушення структури останніх та їх функцій. Відома конкуренція наступних металів [ 6 ]:

y Ni – із Ca, Mg, Fe, Cu2+, Zn2+;

y Cr – із Fe, Mn2+, Co2+, Cu2+;

y Mo – із W, Cu2+, Pb2+;

y Mn – із Mg, Zn;

y Co – із Fe;

y Cu – із Zn, Mn, Ni;

y Zn – із Mn2+, Co2+, Cu2+, Cd2+;

y Cd – із Ca, Cu2+, Zn2+.

Токсичні ефекти важких металів реалізуються переважно за конкурен-тним механізмом з іншими металами. У різних живих організмів, в тому чис-лі і у гідробіонтів та людини, є білки, що зв'язують деякі метали та сприяють їх утриманню в організмі, наприклад, трансферин та сидерофіліни для Fe, це-рулоплазмін для Cu, нікелоплазмін для Ni, металотіонеїн для Zn. Однак, ме-ханізми, що забезпечують виведення із організму надлишкових кількостей металів, ще не достатньо вивчені.

Ефективне регулювання якості навколишнього природного середови-ща базується на адекватній інформаціі про рівні забруднення і зміни стану екосистем під впливом техногенних викидів. Зокрема, накопичення важких металів у компонентах екосистем є одним із показників екологічного стану територіі. Тому отримання об'єктивних даних про накопичення важких мета-лів компонентами урбанізованих екосистем є основою екологічного моніто-рингу з оцінки, контролю і прогнозу стану довкілля.Особливу загрозу несуть метали, що визначені міжнародними органі-заціями ООН – ФАО/ВООЗ (Міжнародна організація по сільському госпо-дарству та продуктах харчування та Всесвітня органІзація охорони здоров'я). До останніх відносяться – ртуть, свинець, кадмій, кобальт, нікель, цинк, оло-во, мідь, молібден, ванадій [ 2-4 ]. Незважаючи на те, що ці метали входять до складу гірських порід, ґрунтів, водойм, і містяться у всіх живих організмах, антропогенні та техногенні процеси та їх тісне поєднання істотно змінили природні потоки хімічних елементів, які часто приводять до токсикозів риб.

Еколого-токсикологічна ситуація в озері Чорне Велике поєднується із поліелементною хімізацією довкілля по ланцюгу: джерела викидів – депону-ючі та транспортуючі середовища – організм людини.

Дія важких металів на організм риб. Акумуляційні ряди важких ме-талів та органічних забруднюючих агентів часто завершуються на вершинах трофічної піраміди гідроекосистем, де, зазвичай, найчастіше стоять риби. Як хижі, так і миролюбні риби інтенсивно накопичують важкі метали, вміст яких є досить лабільним в екосистемі озера. Результати досліджень вмісту важких металів у м'язах риб озера Чорне Велике та для деяких інших озер Шацької групи викладені в табл. 2.

Табл. 2. Вміст важких металів у м'язах вугра європейського та інших видів риб Шацьких озер у квітні 1996 року (мг/кг сирої маси, М ±m ).

Види риб

Cd

Pb

Cu

Zn

Co

Mn

Fe

Cr

озеро Чорне Велике

*Вугор

0,60±0,05

1,23±0,39 5,54±0,08 20,12±0,12

0,39±0,02 5,04±0,08

51,01±0,11

0,12±0,04

європейський

*Вугор

0,90±0,03

0,66±0,13 4,51±0,06 21,75±0,11

0,63±0,03 4,03±0,10

27,24±0,44

0,17±0,02

європейський

*Вугор

0,56±0,03

0,82±0,25 5,31±0,15 26,34±0,14

0,60±0,13 7,00±0,11

24,41±0,68

0,19±0,04

європейський

*Вугор

0,58±0,07

0,83±0,43 6,01±0,07 21,63±0,23

0,38±0,02 4,27±0,04

39,20±0,53

0,16±0,03

європейський

Лящ

0,97±0,06

0,45±0,03

1,02±0,05

11,90±0,14

0,65±0,04

0,94±0,09

23,69±0,39

0,08±0,02

Лящ

0,35±0,11

0,70±0,14

1,32±0,02

10,84±0,18

0,68±0,08

0,69±0,05

18,91±0,21

0,14±0,02

Лящ

0,89±0,08

0,68±0,05

0,83±0,04

11,22±0,10

0,66±0,11

0,94±0,04

14,40±0,28

0,07±0,02

Лящ

0,92±0,06

0,52±0,18

0,94±0,02

13,51±0,13

0,80±0,17

1,33±0,03

11,05±0,17

0,08±0,04

Карась сріблястий 0,78±0,04

0,76±0,06 1,39±0,02 19,90±0,14

0,51±0,21 0,73±0,04

14,40±0,28 0,20±0,03

Карась сріблястий 0,79±0,03

1,18±0,06 1,22±0,04 24,65±0,18

0,44±0,06 0,61±0,05

32,64±0,52 0,18±0,02

Карась сріблястий 0,80±0,03

1,17±0,41 0,95±0,05 23,62±0,22

0,70±0,24 0,85±0,07

11,54±0,32 0,14±0,02

Судак

0,99±0,06

0,55±0,05

0,92±0,08

13,82±0,14

0,52±0,07

0,38±0,03

20,64±0,31

0,17±0,02

Судак

1,02±0,04

0,84±0,04

0,81±0,05

9,28±0,22

0,59±0,25

0,81±0,05

11,62±0,25

0,17±0,02

Судак

1,00±0,03

0,28±0,02

1,04±0,03

16,86±0,14

0,81±0,11

0,79±0,07

38,89±0,88

0,22±0,02

Вугор

0.84±0,02

0,20±0,06

2,44±0,05

21,64±0,22

0,43±0,02

0,66±0,10

26,95±0,65

0,57±0,04

європейський

Озеро

Пулемецьке

Вугор

0,94±0,04

0,19±0,04

1,09±0,02

16,62±0,17

0,86±0,08

0,66±0,04

46,69±1,34

0,61±0,07

європейський

Аналіз отриманих результатів виявив значне перевищення вмісту міді та марганцю саме у загиблих особинах вугра європейського. Отримані резуль-тати у 4-5 разів були більшими за вміст цих двох металів у м'язах інших видів риб (лящ, карась сріблястий та судак) із цього ж озера, які були виловлені жи-вими. За вмістом міді та марганцю в м'язах, загиблі вугри озера Чорне Велике перевищували у 3-5 разів рівні вмісту цих металів у вугрів озер Люцимер (яке знаходиться до нього найближче) та Пулемецьке, які були виловлені живими. Варто відзначити також, що в м'язах загиблих особин вугра та деяких інших видів риби озера Чорне Велике виявлено підвищений вміст кадмію та свинцю. Нами зафіксовано, що в загиблих особинах вугра європейського із озера Чор-не Велике значно перевищені рівні середнього вмісту важких металів у про-мисловій іхтіофауні прісних вод [ 9, 17-21 ] за міддю та дещо менше за марган-цем, що дорівнює 1,70 мг/кг сирої маси та 1,00 мг/кг, відповідно.

З еколого-токсикологічних позицій не всі важкі метали можуть бути сприйняті однозначно. Перш за все, інтерес викликають ті метали, які у знач-них об'ємах використовуються у виробничій діяльності людини та, в резуль-таті постійного накопичення в навколишньому середовищі, являють собою значну небезпеку з точки зору їх біологічної активності та токсичних про-явів. До них відносять свинець, ртуть, кадмій, цинк, мідь, вісмут, кобальт, ні-кель, олово, ванадій, марганець, хром та молібден [ 29 ].

Токсичний вплив міді. воді озера Чорне Велике вміст міді переви-щує ГДК рибогосподарські у 10-15 разів. Варто зауважити, що у мертвих особинах вугра її концентрація була вищою у 4-5 разів, ніж у живих пред-ставників іхтіофауни інших видів. Очевидний зв'язок між загибеллю вугра та концентрацією цього металу. Розглянемо глибше значимість міді у фізіолого-біохімічних процесах. Практично, до складу всіх тканин живого організму входить мідь. Із літературних джерел [ 15, 29 ] відомо, що у всіх органах та тканинах риби міді менше ніж цинку, а її вміст близький до такого ж вмісту заліза. Також відомо про концентрування міді у печінці, селезінці, наявності

її в мозку та шкірі риб.

Досить широке розповсюдження міді, що поступається по рівню вико-ристання тільки алюмінію, пов 'язане з їх використанням у машинобудуванні, транспорті, побутовій техніці, хімічній промисловості, а також у сплавах – латуні, бронзі та ін. Крім того, сполуки міді як мікроелемента застосовують в медицині для лікування різних захворювань – виразкової хвороби, рахіту, захворювань шкіри та ін.

Мідь позитивно впливає на ріст організмів, покращує засвоєння вугле-водів. Вміст міді в м'язах риб коливається від 0,01 до 1,1 мг %. У невеликих кількостях вона необхідна для формування залізопорфіринових комплексів. Як і інші метали, мідь поступає в організм гідробіонтів переважно із їжею. Бентосні організми можуть акумулювати мідь з водного середовища та дон-них відкладів. Вона може поступати в організм шляхом механічного захвату часточок гідроокисів зябрами, хемосорбції іонів на слизовій оболонці зябро-вих пелюсток [ 2 ]. Засвоєння розчиненої у воді міді планктоном – один із ос-новних шляхів до включення її у харчовий ланцюг. Мідь є компонентом ряду ферментів, пов'язаних із окисно-відновними процесами, має важливе

Текст научной статьи на тему «ПОЛОВЫЕ ОСОБЕННОСТИ АКТИВНОСТИ АНТИОКСИДАНТНЫХ ФЕРМЕНТОВ КРОВИ НЕКОТОРЫХ ПРИБРЕЖНЫХ ВИДОВ РЫБ ЧЁРНОГО МОРЯ»

Авторы работы:

РУДНЕВА И.И.

СКУРАТОВСКАЯ Е.Н.

Научный журнал:

Вопросы ихтиологии

ISSN: 0042-8752

Год выхода: 2009

У скелетних м’язах коропа зменшення вмісту міді прослідковується лише в ядерній фракції, де відбувається зменшення вмісту металу в 6,5 разів порівняно з контролем.

Розподіл цинку в субклітинних фракціях печінки і зябер коропа при поліметалічному забрудненні носить за напрямом протилежний характер порівняно до розподілу марганцю та міді. Виявлено зростання вмісту цинку у всіх субклітинних фракціях печінки. Разом з тим, при дії 0,1 ГДК цинку прослідковується зменшення вмісту цинку у деяких субклітинних фракціях гепатопанкреасу.

У зябрах відбувається зменшення рівня металу в цитоплазмі і мітохондріях, тоді як його вміст в ядерній фракції зростає. У скелетних м’язах коропа відбувається значне зменшення вмісту цинку лише в мітохондріях порівняно до його вмісту в риб контрольної групи.

Загалом з одержаних результатів випливає, що при наявності цинку поглинання інших металів внутрішньоклітинними органелами тканин коропа зменшується.

Якщо проаналізувати вміст свинцю в субклітинних фракціях печінки при додаванні його у суміші з іншими металами, то виявлено, що його розподіл у субклітинних фракціях тканин коропа подібний до розподілу марганцю і міді. Прослідковується зменшення його вмісту у всіх субклітинних фракціях гепатоцитів, так само як міді і марганцю. У зябрах коропа вміст свинцю порівняно з контролем зменшується в цитоплазматичній фракції, а в скелетних м’язах вірогідні різниці вмісту металу у субклітинних фракціях дослідної групи порівняно до риб контрольної групи відсутні.

Кінетика поглинання іонів міді ізольованими зябрами та кишечником коропа. Зябра і кишечник – основні шляхи, якими основна частина важких металів потрапляє до організму риб (Borgmann U., 1997). Існує високий рівень взаємодії та складні механізми регуляції співвідношення кількості транспортованих металів з водою та їжею, завдяки чому забезпечується іонний гомеостаз в організмі риб (Kamunde N., 2001).

Аналіз концентраційної залежності поглинання іонів міді в зябрових клітинах і ентероцитах коропа вказує на наявність ефекту насичення поглинання в зябрах при її концентрації 0,1 мг/л (рис. 5). . Після цього поглинання міді знижується, а потім поступово зростає до 1-2 мг/л. Вважається, що поглинання іонів металу зябрами є двохетапним процесом, який включає швидку його сорбцію на зябровій поверхні та більш повільне транспортування всередину клітини (Crist R., 1988). При подальшому зростанні концентрації іонів міді в інкубаційному середовищі (>2 мг/л) накопичення іонів міді зябровими структурами коропа різко зростає. Очевидно, при концентраціях >2 мг/л проходить швидке зв’язування її поверхнею зябер, після чого внаслідок високого градієнту концентрації іонів міді з зовнішнього боку мембран епітеліальних клітин зябер рівновага зміщується в бік інтенсивного транспору іонів міді.

а б

Концентрація Сu2+ в середовищі інкубації, мг л-1

Рис. 5. Концентраційна залежність швидкості поглинання іонів міді зябрами (а) та ентероцитами (б) коропа in vitro (18 0С, 30 хв).

У загальному, зростання накопичення при концентрації іонів міді в середовищі >2 мг/л, швидше за все, обумовлене їх транспортом через іонні канали всередину клітин зябрового епітелію.

При аналізі залежності поглинання міді досліджуваними тканинами коропа від температури, звертає увагу на себе більше поглинання іонів міді при низьких температурах – 5-12С зябрами і при 5С – кишечником (рис.6). Очевидно, що в даному випадку проявляється залежність, встановлена для ферментів різних тварин _підвищення спорідненості фермента до субстрату при зниженні температури. Екологічна обумовленість таких змін активності ферментів у тканинах водних тварин полягає в тому, що мінімальне значення Км спостерігається при температурі, що відповідає нижній межі умов існування (Диксон М., Уэбб Э., 1982).

Температура, Со

а б

Рис. 6. Накопичення іонів міді зябрами (а) та кишечником (б) коропа in vitro в залежності від температури (30 хв, [Cu2+] = 0,125 мг/л).

Поглинання іонів міді клітинами зябер і кишечника при 18С, оптимальній температурі для риб, є мінімальне. Розраховані енергії активації для досліджуваних температурних діапазонів становлять для зябер E5-12=11,54 кДж/моль, E12-18=52,27 кДж/моль, E18-25=13,47 кДж/моль, а для кишечника - E5-12=49,97 кДж/моль, E12-18=11,72 кДж/моль, E18-27 =7,34 кДж/моль, що вказує на енергонезалежний характер процесів транспорту іонів міді.

Активність сукцинатдегідрогенази в мітохондріях печінки і зябер коропа. Встановлено, що при надходженні в організм тварин важких металів в кількостях, які перевищують фізіологічну потребу, вони можуть суттєво порушувати роботу ферментів енергетичного обміну (Власова М.Е. и др., 1986; Соколов В.В. и др. 1981; Wells T., 1994). Проведені нами дослідження показали, що активність СДГ у печінці коропа при дії підвищених концентрацій іонів марганцю підвищується при всіх досліджуваних концентраціях металів (Р<0,05), що узгоджується з наявними в літературі даними про стимулюючий вплив марганцю на ферменти циклу трикарбонових кислот (Wedler F., 1994).

У зябрах коропа при дії допорогової концентрації іонів марганцю активність СДГ підвищується, що узгоджується з наявними в літературі даними такого плану (Мацевич Л.Л., Лукаш Л.Л., 2001). По мірі зростання концентрації металу в воді його інгібуючий вплив на активність СДГ в зябрах коропа збільшується і досягає максимального рівня при 5 ГДК(в 3,2 рази). При цьому, ступінь зниження активності ферменту корелює з ступенем накопичення марганцю в зябрах риб.

При інтоксикації іонами міді спостерігається незначне інгібування активносі СДГ печінки коропа при 0,1 ГДК та активація ферменту (в 1,6 та 1,8 рази) при 2 і 5 ГДК. Стимуляція сукцинатдегідрогеназної ланки дихального ланцюга відіграє важливу роль компенсаторного пристосування енергетичного обміну до несприятливих факторів навколишнього середовища (Кондрашова М.Н., 1972).

При дослідженні активності сукцинатдегідрогенази у зябрах коропа підвищення спостерігалося при дії міді в дозі 0,1 ГДК. При сублетальних концентраціях іонів міді в воді відмічено лише незначні зміни активності ферменту (P>0,05).

Вплив іонів цинку на активність СДГ в печінці коропа залежить від його дози. При 0,1 і 2 ГДК активність ферменту підвищується, а при 5 ГДК істотно не змінювалась. У даному випадку можемо говорити про стимулювання циклу трикарбонових кислот іонами цинку, що з одного боку може бути пов’язано з безпосередньою активацією ферментів, а з іншого - зростанням енерговитрат на підтримання гомеостазу цинку.

Відсутность інгібуючого впливу цинку на активність СДГ печінки коропа при підвищеній його концентрації у воді, можна пояснити тим, що регуляція процесів надходження металу відбувається в зябрах (Hogstrand С., 1995). Так, у зябрах на відміну від печінки, як показали наші дослідження, прослідковується концентраційна залежність впливу цинку на активність ферменту _стимулювання активності при допороговій концентрації та інгібування при 5 ГДК.

За дії свинцю, типового токсиканта, в печінці коропа відмічена незначна стимуляція активності СДГ при дії 0,1 та 2 ГДК іонів металу та її інгібування при дії 5 ГДК.

У зябрах коропа також спостерігається активація енергетичних процесів при допороговій концентрації іонів свинцю та зниження активності СДГ відповідно в 1,2 та 2,6 рази за рівня металу 2 та 5 ГДК. Ці дані також свідчать про інгібуючий вплив високих доз свинцю на цикл трикарбонових кислот у тканинах коропа при підвищенні його кількості у воді.

У загальному, вплив підвищених концентрацій досліджуваних металів на активність СДГ у зябрах коропа виражений значно більше, ніж у печінці. Активуючий ефект при допорогових концентраціях можна пояснити підвищенням загальної метаболічної активності тканин, а інгібуючий ефект сублетальних концентрацій досліджуваних металів – зв’язуванням активних центрів білків (Ежкова Т.С. и др., 1987; Фарабронтов М.Г., 1984).

Ативність цитохромоксидази за інтоксикації іонами важких металів. Цитохромоксидаза – ключовий фермент дихальної ланки в системі мітохондріального окиснення спряженого з фосфорилюванням (Kadenbach В., 1986; Villani G., 1997), що приймає участь в енергетичному забезпеченні процесів транспорту, зв’язування та детоксикації іонів важких металів.

Проведені нами дослідження показали, що за інтоксикації іонами марганцю відбувається активація фермента в мітохондріях печінки при його дозі 0,1 ГДК, а при 2 та 5 ГДК активність фермента значно знижується (Р<0,001).

У зябрах активність цитохром с оксидази значно вища, ніж у печінці. Це можна пояснити тим, що рівень енергетичних аеробних процесів у зябрах дуже високий у зв’язку з посиленими втратами енергії на підтримання іонного гомеостазу (Арсан В.О., 2001). Іони марганцю є сильним інгібітором цитохромоксидази в зябрах коропа. Інгібування активності фермента при дії іонів марганцю дозозалежне. Вже при 0,1 ГДК активність цитохромоксидази зменшується в 1,1 рази, а при 2 і 5 ГДК – в 2,9 та 4,8 рази. Встановлено, що активність ферменту знаходиться в оберненій залежності від ступеня накопичення металу в мітохондріальній фракції зябер (Хоменчук В.О. та ін., 2001).

Зміни активності цитохромоксидази в мітохондріях печінки і зябер за дії іонів міді однакові за напрямом. За впливу допорогової концентрації іонів міді активність ферменту в печінці істотно не змінюється. При 2 ГДК відмічено високий ступінь інгібування цитохромоксидази, а при 5 ГДК активність ферменту підвищується. Це пояснюється тим, що до його складу входить мідь, дія якої на адаптивні механізми детоксикації залежить від її концентрації.

За дії іонів цинку як в печінці так і зябрах коропа виявлено підвищення активності цитохромоксидази при 0,1 ГДК та її інгібування в мітохондріях при 2 та 5 ГДК, що узгоджується з даними одержаними, в дослідах на лабораторних тваринах (Wedler F., 1994).

За дії іонів свинцю в печінці коропа змін активності цитохромоксидази не виявлено, що можна пояснити відсутністю накопичення металу в органі. У зябрах коропа вплив іонів свинцю подібний до впливу міді – відмічено збільшення активності ферменту при мінімальній концентрації металу, та різке зниження її при сублетальних концентраціях. При цьому токсична дія 2 ГДК була більша від токсичної дії 5 ГДК.

У загальному, зміни активності цитохромоксидази у тканинах коропа при інтоксикації важкими металами залежить як від природи металу, так і від його концентрації. При цьому токсичність може проявлятись без ефекту накопичення металу (при дії цинку), а максимальна його концентрація не завжди найбільш токсична.

АТФ-азна активність у зябрах коропа за інтоксикації важкими металами. АТФ-ази зябер риб у першу чергу зазнають впливу наявних у воді токсикантів (Lionetto M.G., 2000). При дії 2 та 5 ГДК усіх досліджуваних металів нами було відмічено зменшення АТФ-азної активності у зябрах коропа. У залежності від природи металу відмічено різний ступінь їх інгібуючого впливу на активність. Як і при дослідженні активності мітохондріальних ферментів відмічено більшу токсичність 2 ГДК міді порівняно з 5 ГДК. Для решти металів також характерне підвищення їх інгібуючої дії на активність АТФ-аз при збільшенні кількості іонів металу в водному середовищі. Найменше змінюється активність ферментів при дії іонів марганцю в дозі 2 ГДК. Найбільший ступінь інгібування АТФ-аз при дії цинку в дозі 5 ГДК: активність фермента зменшується в 2,9 рази. Інгібування іонами досліджуваних металів АТФ-аз зябер коропа можна пояснити їх зв’язуванням з SH-групами фермента або конкуренцією з іонами магнію за місце зв’язування в Na+, K+-ATФ-азі. (Коновалов Ю.Д., 1993; Li J., 1996).

ВИСНОВКИ

Встановлено залежність між вмістом цинку, міді, марганцю і свинцю у клітинних органелах зябер, печінки і скелетних м'язів коропа і їх вмістом у воді, та вивчено вплив цих металів на активність ключових ферментів енергетичного обміну в мітохондріях досліджуваних тканин риб.

1.

Підвищення концентрації досліджуваних важких металів у водному середовищі (2 і 5 ГДК) приводить до акумулювання їх в тканинах коропа. Ступінь накопичення більшості досліджуваних металів у тканинах риб зменшується в ряді: зябра, печінка, скелетні м'язи.

2.

Найбільшою мірою накопичуються в тканинах коропа при підвищенні їх вмісту у воді марганець і мідь (Р < 0,05). При цьому марганець в більшій мірі акумулюється в зябрах (за його концентрації у воді 2 та 5 ГДК вміст металу зростає відповідно в 1,5 та 2,0 рази), а мідь – у печінці (при його дозах у воді 2 та 5 ГДК – в 3,2 та 2,0 рази).

3.

При допорогових концентраціях досліджуваних металів у воді (0,1 ГДК) концентрація їх у тканинах риб істотно не змінюється, за винятком міді, кількість якої збільшується в печінці в 1,9 рази (Р < 0,01).

4.

Клітинні органели володіють різною спорідненістю до досліджуваних металів. Мідь, при її підвищеному вмісті у воді, найбільшою мірою акумулюється в мітохондріях та цитоплазмі клітин риб (Р < 0,05), а марганець – у ядерній та мітохондріальній фракціях коропа (P < 0,05). Вміст свинцю при його концентраціях у воді 2 та 5 ГДК достовірно зростає у ядерній та мітохондріальній фракціях зябер (Р < 0,05).

5.

При спільному знаходженні у воді іонів міді, цинку, марганцю та свинцю відмічено зменшення ступеня акумулювання марганцю і міді в мітохондріях (Р < 0,05), а свинцю – в мітохондріях та цитоплазмі печінки та зябер коропа (Р < 0,05), порівняно з рівнем їх накопичення при дії підвищених концентрацій іонів металів окремо.

6.

Динаміка поглинання іонів міді зябрами і кишечником коропа in vitro залежить від концентрації і температури. При температурах 5о і 12о С рівень накопичення міді в зябрах коропа вищий відповідно в 1,6 і 1,5 рази, порівняно з накопиченням металу при температурі 18о С, а акумулювання іонів міді кишечником коропа є в 1,5 рази вищим при 5о С, ніж при оптимальній (18о С) температурі.

7.

При високих концентраціях металів у воді, в основному, проходить інгібування сукцинатдегідрогенази та цитохромоксидази зябер і печінки коропа, а при низьких – активація ферментів. Активність сукцинатдегідрогенази зябер зменшувалася при дії сублетальних концентацій іонів марганцю в 3,2 (Р < 0,001), цинку – в 2,3 (Р < 0,01), свинцю – в 2,8 рази (Р < 0,001), тоді як при дії допорогових концентрацій іонів металів (0,1 ГДК) активність фермента зростала за дії іонів міді, цинку та свинцю (P < 0,05). В найбільшій мірі інгібування цитохромоксидази зябер та печінки коропа спостерігалося при дії сублетальних концентрацій марганцю та цинку (Р < 0,01). Зростання активності цитохромоксидази відмічено при дії 0,1 ГДК іонів міді і свинцю в мітохондріях зябер (Р < 0,01) та при дії 0,1 ГДК іонів марганцю в мітохондріях печінки (Р < 0,05).

СПИСОК ОПУБЛІКОВАНИХ ПРАЦЬ ЗА ТЕМОЮ ДИСЕРТАЦІЇ

1.

Хоменчук В.О. Особливості субклітинного розподілу важких металів в деяких тканинах коропа при дії їх підвищених концентрацій // Наукові записки Тернопільського педуніверситету ім. Володимира Гнатюка. Серія: Біологія. – 2001. – 2 (13). – С. 59-63.

2.

Вплив деяких факторів водного середовища на накопичення важких металів в організмі коропа / В.А. Хоменчук, В.З. Курант, І.М. Коновець, В.О. Арсан, В.В. Грубінко // Доп. НАН України. – 2000. - № 5. – С. 173 – 176.

Дисертант брав участь у плануванні експерименту, виконав дослідження концентраційної залежності накопичення металів, з співавторами здійснював обговорення результатів, написав рукопис статті.

3.

Хоменчук В. А., Курант В. З., Грубінко В.В. Вміст міді в субклітинних фракціях тканин коропа при різній її концентрації у водному середовищі // Біологія тварин. – 2001. – Т. 3, № 1. – С. 97-100.

Дисертант брав участь у плануванні експерименту, особисто провів виділення субклітинних фракцій та визначення вмісту металів, підготував роботу до друку.

4.

Активність деяких ферментів у мітохондріях печінки та зябер коропа за інтоксикації йонами важких металів / В.О. Хоменчук, Р.Б. Балабан, В.З. Курант, В.В. Грубінко // Науково-технічний бюллетень інституту землеробства і біології тварин. – Львів, 2001. – Вип. 1-3. – С. 159-162.

Дисертант брав участь у плануванні експерименту, особисто провів виділення мітохондрій визначення активності ферментів, підготував роботу до друку.

5.

Курант В.З., Хоменчук В.О., Грубінко В.В. Вміст важких металів в організмі коропа при підвищеному їх вмісті у воді // Біологія тварин. – 2002. – Т. 4, № 1-2. – С. 200-205.

Дисертант брав участь у плануванні експерименту, виконав дослідження концентраційної залежності накопичення металів, підготував роботу до друку.

6.

Влияние сублетальных концентраций свинца на содержание тиоловых соединений и белков в организме карпа / О.Б. Столяр, В.З. Курант, В.А. Хоменчук, Р.Б. Балабан // Гидробиол. журн. – 1999. – Т. 35, № 6. – С. 63-68.

Дисертант провів визначення кількості білкових і небілкових тіолів, статистичну обробку результатів.

7.

Столяр О.Б., Арсан В.О., Хоменчук В.О. Акумуляція свинцю низькомолекулярними термостабільними білками гепатопанкреасу коропа та їх властивості за інтоксикації свинцем (ІІ) // Доп. НАН України. – 2002. – № 4. – С. 192-196.

Дисертант брав участь у плануванні експерименту, провів визначення кількості свинцю в досліджуваних компонентах.

8.

Хоменчук В.О., Грубінко В.В. Кінетика поглинання іонів міді зябрами коропа в умовах in vitro // Наукові записки Тернопільського педуніверситету ім. Володимира Гнатюка, серія: Біологія. – 2001. – 3(14). – С. 235-237.

9.

Khomenchuk V.O., Grubinko V.V. Features of heavy metal accumulation in mitochondria of carp (Cyprinus carpio L.) tissues // Metals and Cells Symposium Canterbury: Materiale, University of Kent, Canterbury 2- 6 April 2001. - Abstracts animal and cell biology. – 2001. – P. 29-30.

10.

Хоменчук В.О. Особливості транспорту іонів міді у клітинах зябер коропа в умовах in vitro // Укр. біохім. журн. – 2002. – Т. 74, №4б. – Матеріали VIII Українського біохімічного з’їзду, 1-3 жовтня 2002 р. – С. 111.

11.

Хоменчук В.А., Грубинко В.В. Температурно-концентрационная детерминация функционирования механизмов транспорта ионов меди в клетках жабр рыб // Труды Всероссийск. конф. “Современные проблемы водной токсикологии”. – Борок: Изд. РАН, 2002. – С. 67.

12.

Курант В.З., Столяр О.Б., Хоменчук В.О. Особливості біохімічної характеристики стану організму коропа при дії іонів міді // ІІ з’їзд гідроеколог. товариства України.: Тез. доп. – Т. 2. – Київ. – 1997. – С. 132-133.

13.

Хоменчук В.О., Столяр О.Б., Курант В.З. Вплив підвищених концентрацій свинцю у водному середовищі на його накопичення в організмі коропа // Матер. І Всеукр. наук. конф. “Екологічний стрес і адаптація в біологічних системах” – Тернопіль. – 1998. – С. 68-69.

ПРАКТИЧНІ РЕКОМЕНДАЦІЇ

1. При оцінці забруднення водойм необхідно враховувати природу металів, ступінь їх накопичення як в тканинах, так і субклітинних фракціях риб.

2. Показники накопичення металів в мітохондріях риб та активності мітохондріальних ферментів рекомендовано використовувати як діагностичний критерій для оцінки інтоксикації важкими металами та якості рибної продукції.

3. Результати проведених досліджень впорваджено у навчальний процес на кафедрах загальної біології та хімії Тернопільського державного педагогічного університету ім. Володимира Гнатюка при вивченні тем "Ферменти", "Біохімія мембран", "Методи аналізу навколишнього середовища"

АНОТАЦІЯ

Хоменчук В.О. Біохімічні особливості проникнення і розподілу деяких важких металів в організмі коропа лускатого. – Рукопис.

Дисертація на здобуття наукового ступеня кандидата біологічних наук за спеціальністю 03.00.04-біохімія. Інститут біології тварин УААН, Львів. – 2003.

Дисертація присвячена дослідженню кількісної сторони накопичення і розподілу важких металів в організмі коропа на тканинному та клітинному рівнях. У дисертації представлені дані про ступінь накопичення важких металів у клітинних органелах печінки, зябер та м’язів коропа залежно від їх вмісту у воді. Вивчено кінетичні параметри транспорту іонів міді через зябра і кишечник у коропа. Досліджено дію важких металів на ферментативні системи енергетичного обміну в тканинах коропа та енерговитрати, пов’язані з токсичністю металів та їх транспортом. Виявлені особливості взаємодії між металами при комплексному впливі токсикантів. Показано наявність складних механізмів підтримання іонного гомеостазу металів в організмі коропа шляхом внутрішньоклітинного перерозподілу металів.

АННОТАЦИЯ

Хоменчук В.А. Биохимические особенности проникновения и распределения некоторых тяжелых металлов в организме карпа чешуйчатого. – Рукопись.

Диссертация на соискание ученой степени кандидата биологических наук по специальности 03.00.04-биохимия. Институт биологии животных УААН, Львов, 2003.

Диссертация посвящена изучению количиственной стороны проникновения, накопления и распределения марганца, меди, цинка и свинца в организме карпа на тканевом и клеточном уровнях. В диссертации представлены данные степени накопления тяжелых металлов в субклеточных (митохондриальной, ядерной и цитоплазматической) фракциях печени, жабр и мышц карпа в зависимости от их концентрации в воде. Показано, что аккумулирование тяжелых металлов в первую очередь зависит от природы металла, его физиологической роли в организме и концентрации в водной среде. При нормальном содержании исследованных металлов в воде количество цинка в тканях карпа значительно больше, чем количество других металлов, особенно марганца и свинца. Наибольшее содержание из исследованных металлов в тканях карпа отмечено для цинка, минимальное – для свинца и марганца. При повышении концентрации тяжелых металлов у воде в тканях карпа в наибольшей степени аккумулируются медь и марганец, в наименьшей – цинк. Из исследуемых тканей наибольшее количество меди аккумулирует печень карпа, свинца и марганца – жабры. Наименьшая степень накопления всех исследуемых металлов выявлена в скелетных мышцах карпа.

Установлено, что в организме карпа функционируют сложные механизмы поддержания ионного гомеостаза, которые обеспечивают их внутриклеточное перераспределение. Перераспределение тяжелых металлов на клеточном уровне является одним из адаптационных приспособлений водных организмов при высоких концентрациях ионов металлов у водной среде. Изучение субклеточного распределения тяжелых металлов в тканях карпа показало максимальное их акумулирование, особенно марганца и меди в митохондриях. Высокий уровень меди при действии ее ионов выявлено в цитоплазматической фракции печени и жабр карпа. Ядра клеток жабр характеризуется высоким сродством для марганца и свинца.

В результате исследований выявлены особенности взаимодействия между металлами в организме карпа при повышенных концентрациях их в водной среде. При содержании всех исследуемых металлов в воде наблюдается уменьшение накопления в субклеточных фракциях марганца, меди и свинца и увеличение накопления цинка.

При изучении кинетических параметров поглощения ионов меди жабрами и кишечником карпа, установлено, что в зависимости от концентрации металла и температуры водной среды реализируются разные механизмы транспорта металла в их клетках. Отмечено, что траспорт металла через апикальную мембрану клеток жабер и кишечника является энергонезависимым процесом.

Исследовано воздействие тяжелых металлов на ферментные системы энергетического обмена в тканях карпа и установлены затраты энергии, связанные с токсичностью металлов и их транспортом. При допороговых концентрациях металла в водной среде в основном отмечена активация цитохромоксидазы и сукцинатдегидрогеназы митохондрий печени и жабер карпа, а при сублетальных – ингибирование исследуемых ферментов. Более чувствительны к интоксикации тяжелыми металами ферменты жабер. Сублетальные концентрации исследуемых тяжелых металлов вызывают понижение общей АТФ-азной активности жабр карпа. Наибольшая степень ингибирования АТФ-аз жабр отмечена при действии 5 ГДК ионов цинка в водной среде.

ANNOTATION

Khomenchuk V.O. Biochemical features of penetration and distribution of some heavy metals in carp. – Manuscript.

The dissertation for gaining a scientific degree of the candidate sciences on a speciality 03.00.04 - biochemistry. The Institute of animal biology UAAS. – Lviv, 2003.

The dissertation is devoted to studying of accumulation and distribution of heavy metals in the organism of carp at the tissue and cellular levels. The level of accumulation of heavy metals in subcellular components of a liver, gills and muscles were analyzed in the dissertation. Kinetic parameters of penetration of ions of copper through a gill and an intestines of a carp were investigated. The influence of heavy metals on fermental systems and the characteristic of changes of energy expenditure connected with the toxicity of metals and theirs transport in organism was investigated. The complicated character of interaction between metals during the complex influence of toxicants was exposed. It shown an existence of complex mechanisms of maintenance of support of ionic homeostasis by endocellular redistribution of metals.

Підписано до друку 10.11.2003. Формат 6084/32. Гарнітура Times.

Друк офсетний. Ум. др. арк. 1,1. Папір офсетний.

Наклад 100. Зам. №

Видавництво Тернопільського державного педагогічного університету

ім. Володимира Гнатюка

М. Кривоноса, 2, м. Тернопіль. 46013, Україна

ІНСТИТУТ БІОЛОГІЇ ТВАРИН УААН

ХОМЕНЧУК Володимир Олександрович

УДК 577.1: 597.554.3: 546.3

БІОХІМІЧНІ ОСОБЛИВОСТІ ПРОНИКНЕННЯ І РОЗПОДІЛУ ДЕЯКИХ ВАЖКИХ МЕТАЛІВ В ОРГАНІЗМІ КОРОПА ЛУСКАТОГО

03.00.04 - біохімія

АВТОРЕФЕРАТ

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата біологічних наук

Львів – 2003

Дисертацією є рукопис.

Робота виконана в Тернопільському державному педагогічному університеті ім. Володимира Гнатюка Міністерства освіти і науки України

Науковий керівник доктор біологічних наук, професор

Грубінко Василь Васильович,

Тернопільський державний педагогічний

університет ім. Володимира Гнатюка,

завідувач кафедри загальної біології

Офіційні опоненти: доктор біологічних наук, професор

Янович Вадим Георгійович,

Інститут біології тварин УААН,

завідувач лабораторії росту і розвитку

доктор біологічних наук, професор

Арсан Орест Михайлович,

Інститут гідробіології НАН України,

завідувач відділу екотоксикології

Провідна установа: Чернівецький національний університет ім. Ю. Федьковича Міністерства освіти і науки України, кафедра біохімії, м. Чернівці

Захист відбудеться “16” грудня 2003 р. о 1200 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 35.368.01. в Інституті біології тварин УААН за адресою: 79034, м. Львів, вул. В. Стуса, 38.

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Інституту біології тварин УААН за адресою: 79034, м. Львів, вул. В. Стуса, 38.

Автореферат розісланий “15” листопада 2003 р.

Вчений секретар спеціалізованої

вченої ради Віщур О.І.

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Водні організми розвивались і еволюціонували за наявності в навколишньому середовищі іонів різних металів, у тому числі і токсичних. Тому в них виробились механізми підтримання оптимального їх рівня в клітинах. Зростання вмісту токсичних металів у водному середовищі, внаслідок широкого використання їх у промисловості приводить до перевищення їх рівня в організмі гідробіонтів, веде до надмірного акумулювання їх водними організмами і порушення метаболізму (Мур Дж., Рамамурті С., 1987; Евтушенко Н.Ю. и др., 1996; Петухов С.А., 1983). Токсичність металів для водних організмів змінюється в залежності від температури, рН середовища, іонної сили, вмісту кисню, наявності хелатуючих агентів, особливостей живлення організму та інших факторів (Патин С.А. и др., 1981; Hogstrand С. et al. 1996).

У даний час вплив підвищених концентрацій важких металів на метаболічні процеси в організмі гідробіонтів, закономірності їх акумулювання в тих чи інших органах та тканинах вивчено досить добре. Однак, механізми внутрішньоклітинного розподілу важких металів у залежності від концентрації токсиканта та особливості енергетичного забезпечення цих процесів вивчені мало. Відомо, що при наявності у водному середовищі іонів різних важких металів значно змінюється їх проникнення, розподіл та накопичення в клітинах, у зв’язку з чим науково-практичний інтерес становить дослідження їх взаємодії порівняно з дією кожного з них окремо. Останнім часом активно досліджуються транспортні системи проникнення іонів важких металів у клітину. В основному об’єктом досліджень є прокаріоти та дріжджі. Відомо, що кінетика проникнення важких металів в організм риб має ряд спільних рис, однак характеризується більш складними механізмами регуляції, які потребують дальшого вивчення.

Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Робота є складовою частиною досліджень лабораторії екологічної біохімії Тернопільського державного педагогічного університету ім. В. Гнатюка і виконувалася в рамках науково-дослідних тем держбюджетної тематики Міністерства освіти і науки України:“Молекулярні механізми впливу важких металів на організм прісноводних риб” (1996-1997 рр., номер держреєстрації 0196U012314), в якій автор досліджував особливості тканинного накопичення досліджуваних металів; “Дослідження метаболічної ролі амінокислот в адаптаційно-компенсаторних поцесах в організмі тварин при екологічних стресах” (1999-2000 рр., номер держреєстрації 0199U002522); “Токсико-специфічні адаптації гідробіонтів та водних екосистем до іонів важких металів та їх регуляція” (2001-2003 рр., номер держреєстрації 0101U000303), де автором досліджувались особливості субклітинного розподілу важких металів та активності сукцинатдегідрогенази і цитохромоксидази мітохондрій зябер та печінки при дії підвищених концентрацій металів у воді.

Мета і завдання дослідження. Метою дослідження є вивчення субклітинного розподілу іонів важких металів (Mn2+, Cu2+, Zn2+, Pb2+) у тканинах коропа, кінетичних параметрів поглинання іонів металів у клітини зябер та кишечника риб і енергетичного забезпечення цих процесів залежно від вмісту їх у воді.

У завдання дослідження входило:

-

вивчення концентраційної залежності процесу накопичення іонів металів у печінці, зябрах та м’язах коропа;

-

дослідження розподілу марганцю, міді, цинку та свинцю в субклітинних фракціях печінки, зябер і м’язів;

-

з’ясування особливостей внутрішньоклітинного розподілу досліджуваних металів при їх спільному знаходженні у водному середовищі;

-

вивчення енергетичної залежності накопичення важких металів (активність сукцинатдегідрогенази, цитохромоксидази зябер та печінки, загальна АТФ-азна активність зябер);

-

дослідження кінетики накопичення міді ентероцитами та зябровими клітинами коропа.

Об’єкт дослідженння - проникнення і розподіл важких металів в організмі риб та енергетичне забезпечення даних процесів.

Предмет дослідження - показники акумулювання важких металів тканинами та їх субклітинними компонентами, активності сукцинатдегідрогенази і цитохромоксидази мітохондрій зябер та печінки, загальної АТФ-азної активності зябер; кінетика проникнення важких металів в організм коропа.

Методи дослідження - загальноприйняті методи відбору досліджуваних тканин (зябра, печінка скелетні м’язи), ультрацентрифугування для виділення субклітинних фракцій (ядра, мітохондрії), спектрофотометрія при визначенні активності ферментів (сукцинатдегідрогеназа, цитохромоксидаза, АТФ-ази), атомно-адсорбційна спектрофотометрія для визначення вмісту марганцю, цинку, міді та свинцю, статистичні.

Наукова новизна одержаних результатів. У результаті дослідження вперше отримано дані про формування адаптивних систем захисту організму риб від токсичного впливу важких металів шляхом їх внутрішньоклітинного перерозподілу. Встановлено, що токсична дія металу залежить від його природи та концентрації. При цьому максимальна доза не обов’язково є найбільш токсичною. Виявлено складний характер взаємодії між металами при комплексному їх впливі, що обумовлено спільними механізмами їх транспорту і підтримання іонного гомеостазу. Встановлено (in vitro), що проникнення іонів важких металів у зябра та кишечник коропа є регульованим до певної концентрації процесом. У залежності від концентрації іонів металу в середовищі та температури реалізуються різні механізми транспорту важких металів.

Практичне значення одержаних результатів. Отримані результати можуть бути використані як біонормативні показники при розробці рекомендацій з оцінки якості рибної продукції та рівня токсичності водного середовища. Одержані дані використані на лекційних та практичних заняттях з екології у вищих навчальних закладах.

Особистий внесок здобувача. Автором самостійно опрацьовано літературу, проведено більшість біохімічних і фізико-хімічних досліджень дисертаційної роботи, статистичну обробку одержаних даних, аналіз та інтерпретація одержаних результатів проведено за участю наукового керівника. Визначення вмісту важких металів у тканинах і субклітинних фракціях коропа виконані з допомогою співробітників Тернопільської обласної державної санітарно-епідеміологічної станції, за що автор висловлює їм щиру подяку.

Апробація результатів дисертації. Результати досліджень, які проводились в ході виконання дисертаційної роботи, доповідались на VІІ та VIII Українських біохімічних з’їздах (Київ, 1997; Чернівці, 2002); ІІ та ІІІ з’їзді гідроекологічного товариства України (Київ, 1997; Тернопіль, 2001); І та ІІ Міжнародних симпозіумах “Metal and cells” (Кентербері, Англія, 1997, 2001); І Всеукраїнській науковій конференції “Екологічний стрес і адаптація в біологічних системах” (Тернопіль, 1998); Конференції присвяченій 100-річчю з нагоди дня народження Гжицького С.З. (Львів, 2000); Всеросійській конференції “Современные проблемы водной токсикологии” (Ярославль, 2002 р.).

Публікації. За матеріалами дисертації опубліковано 13 праць, з яких 6 – у фахових виданнях, 1 робота у науковому журналі та 6 у матеріалах і тезах конференцій та симпозіумів.

Структура дисертації. Дисертація викладена на 151 сторінках і складається з вступу, огляду літератури, опису матеріалів та методів дослідження, 3 розділів власних досліджень, аналізу і узагальнення результатів досліджень, висновків, практичних рекомендацій, списку використаних літературних джерел (всього 298 найменувань), з них 71 кирилицею та 227 латиницею). Робота проілюстрована 14 таблицями та 27 рисунками. Загальний обсяг ілюстрацій та таблиць – 22 сторінок, списку використаних джерел – 33 сторінок.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Матеріали та методи дослідження. Дослідження проведено на коропах Суprinus carpio L. дворічного віку масою 250-300 г. Перед дослідом риб утримували 3 доби в басейнах об’ємом 2 м3. В експериментах риб утримували в лабораторних акваріумах об’ємом 200 л з розрахунку 40 л на одну особину. Риб під час аклімації не годували. Досліджувався вплив на риб іонів Mn2+ при концентраціях відповідно 0,12, 2,4 та 6,0 мг/л, Сu2+ – при 0,01, 0,2 та 0,5 мг/л, Zn2+ – при 0,1, 2,0 та 6,0 мг/л, Pb2+ – при 0,01, 0,2 та 0,5 мг/л, що відповідають 0,1, 2 та 5 санітарно-гігієнічним гранично-допустимим концентраціям (ГДК) (Беспамятнов Г.П., Кротов Ю.А., 1985). Також вивчали спільний вплив іонів марганцю (0,12 мг/л), міді (0,01 мг/л), цинку (0,1 мг/л) і свинцю (0,01 мг/л). Необхідні концентрації іонів металів у всіх серіях дослідів створювались шляхом внесення в середовище відповідних концентрацій ZnSO4, MnCl2, CuSO4 та Pb(NO3) 2 “х.ч.”. За контроль правили досліджувані показники в риб, що утримувались у середовищі без додавання солей металів. Період аклімації становив 14 діб, що вважається достатнім для формування адаптивних захисних механізмів при дії вищевказаних токсикантів (Хлебович В.В., 1981).

Для дослідження відбирали тканини передньої долі печінки, зябрових дуг і білих м’язів коропа. Досліджували наступні показники: вміст металів в усіх тканинах та їх субклітинних фракціях (мітохондріях, ядрах, цитоплазмі), активність цитохромоксидази і сукцинатдегідрогенази в мітохондріальних фракціях зябер і печінки, загальну АТР-азну активність у гомогенаті зябер.

Вміст цинку, міді, марганцю визначали методом атомно-адсорбційної спектрофотометрії на спектрофотометрі С-115М, свинцю – на S-600. Крім цього визначали активність сукцинатдегідрогенази (Методы…, 1977) та цитохромоксидази (Straus W., 1954), загальну АТФ-азну активність (Flik G. et al., 2000).

В умовах in vitro досліджували концентраційну, часову та температурну залежність проникнення іонів міді в зябра коропа і передній відділ кишечника коропа. Іони міді додавали до середовища у вигляді сульфату. Як інкубаційне середовище використовували розчин Рінгера для холоднокровних.

Рівень накопичення металу у тканинах визначали як різницю між вмістом металів у контрольній (без додавання іонів металу) і дослідній групах риб та виражали в нг/мг білка. Величини енергії активації (Eакт) визначали з допомогою графічного способу Ареніуса (Диксон М., Уэбб Э., 1982). Вміст білка в тканинах визначали за Лоурі та співавт. (Loury О. et al., 1951). Одержані цифрові дані опрацьовували статистично (Лакин Г.Ф., 1990).

РЕЗУЛЬТАТИ ДОСЛІДЖЕНЬ ТА ЇХ ОБГОВОРЕННЯ

Особливості накопичення досліджуваних важких металів у тканинах риб. Оцінка ступеня акумуляції металів у тканинах риб була проведена при трьох різних концентраціях їх у воді. Проведені дослідження показали, що концентрація іонів металу у водному середовищі є основним фактором, який впливає на проникнення і накопичення важких металів у тканинах коропа (Патин С.А. и др., 1981; Воробьов В.И., 1979; Евтушенко Н.Ю. и др., 1996). Було встановлено, що вміст цинку у тканинах риб був на два порядки вищий від вмісту інших досліджуваних металів, що зумовлено видовими особливостями накопичення аномально високих концентрацій цинку у тканинах коропа (Lian T.S., Jeng S.S., 1998). Проте, накопичення цинку в тканинах коропа при дії його підвищених концентрацій відсутнє, що вказує на високий рівень регуляці цинкового гомеостазу в його організмі (табл. 1). Одним з можливих пояснень низького ступеня акумулювання цинку в тканинах коропа при низьких його концентраціях у воді є те, що цинк як мікроелемент в основному потрапляє в організм гідробіонтів разом з іжею через кишковий тракт (Bauden J., 1985).

Таблиця 1

Вміст цинку, марганцю, міді і свинцю в тканинах коропа (Мm, мг/кг вологої тканини, n=5)

Досліджувані

Тканини | Контроль група | Дослідні групи

2 ГДК | 5 ГДК

Zn2+

Мязи | 13,10,24 | 21,31,52** | 27,631,75***

Печінка | 205,016,09 | 206,07,46 | 201,211,23

Зябра | 267,27,00 | 291,011,51 | 253,713,56

Mn2+

М’язи | 0.440,05 | 0,320,02** | 0,220,03**

Печінка | 0,920,01 | 1,530,20* | 1,710,11**

Зябра | 1,260,11 | 1,910,10* | 2,530,26*

Cu2+

Мязи | 0,590,06 | 1,350,21* | 0,660,04*

Печінка | 6,581,82 | 18,541,34** | 13,470,95**

Зябра | 0,970,07 | 11,630,79*** | 5,010,45***

Pb2+

Мязи | 0,760,16 | 0,700,08 | 0,860,11

Печінка | 0,550,06 | 0,610,11 | 0,530,09

Зябра | 2,700,13 | 3,210,08* | 3,700,17**

Примітка. * - cтупінь вірогідності різниць у досліджуваних показниках у риб дослідних груп, порівняно до риб контрольної групи (* - Р < 0,05; ** - Р < 0,01; *** - Р < 0,001)

З одержаних результатів випливає, що в межуючих з зовнішнім середовищем тканинах коропа накопичення металів проходить більшою мірою, ніж у внутрішніх. Дана тенденція характерна для марганцю і свинцю. Висока спорідненість до важких металів, особливо до міді, відзначена для печінки. У загальному, при зростанні концентрації іонів металу в воді ступінь акумулювання його тканинами коропа, за винятком міді, зростає. Максимальне накопичення міді у тканинах коропа спостерігається при 2 ГДК іонів металу у воді.

Найбільшою мірою до накопичення в тканинах коропа при підвищеній концентрації іонів металу у воді характеризуються мідь та марганець.

Серед досліджуваних тканин найбільшою здатністю до акумулювання міді володіє печінка, до накопичення цинку, марганцю і свинцю – зябра.

М’язи характеризуються найменшою здатністю до акумулювання важких металів, що можна пояснити значно меншою їх метаболічною активністю.

Субклітинний розподіл важких металів у тканинах коропа. Особливістю металів як забруднювачів є те, що на відміну від органічних забруднючих речовин, що піддаються метаболічному розпаду, метали здатні лише до міжорганного і міжклітинного перерозподілу (Патин С.А. и др., 1981).

Особливо виражений субклітинний перерозподіл марганцю в тканинах коропа залежно від його концентрації (рис. 1). Найбільший вміст марганцю виявлено у мітохондріях печінки і зябер. Так, вже при 0,1 ГДК іонів марганцю у воді має місце його накопичення в мітохондріях цих тканин металу. При зростанні концентрації іонів металу в середовищі в період аклімації проходить збільшення кількості акумульованого металу в усіх досліджуваних субклітинних фракціях зябер та печінки, особливо в мітохондріях.

Вміст металу, нг/мг білку | а | б

Рис. 1. Вміст марганцю в окремих фракціях клітин печінки (а) та зябер (б) при підвищених концентраціях його у водному середовищі.

Примітка. К-контроль, Д-дослід.

Порівняно високий вміст марганцю виявлено також у ядерній фракції зябер коропа. Особливо чітко ця тенденція прослідковується в ядрах всіх досліджуваних тканин при 2 ГДК іонів марганцю: його вміст збільшується в 2,7 рази в печінці, в 4,4 – у зябрах; у 2 рази в м’язах.

При інтоксикації міддю спостерігається зростання кількості металу в усіх субклітинних фракціях печінки при дії сублетальних його концентрацій, за винятком цитоплазми при 2 ГДК (рис. 2). Проте, максимальне накопичення міді в мітохондріях спостерігається саме при дії 2 ГДК металу. При найнижчій концентрації відзначено тенденцію до зростання кількості металу в усіх досліджуваних субклітинних фракціях печінки.

У клітинах зябер розподіл іонів міді носив інший характер ніж у печінці. Зокрема виявлено високий ступінь акумулювання металу при дії іонів міді в усіх досліджуваних концентраціях у мітохондріальній і цитоплазматичній фракціях. Відомо, що мідь у зв’язаній формі транспортується з цитоплазми до внутрішньої мембрани мітохондрій, де використовується в основному при синтезі цитохром с оксидази (Rensing С. et al., 2000). При дії допорогової і сублетальних концентрацій іонів міді її вміст у мітохондріях знаходиться у близьких межах. При сублетальній концентрації кількість міді в ядерній фракції зростала пропорційно зростанню її вмісту у водному середовищі, а при за дії 0,1 ГДК металу виявлено зменшення його вмісту. Очевидно, високий рівень акумулювання міді в ядрах при інтоксикаціях міддю викликає мутагенну дію (Иванов В.Н. и др., 1983) та порушує білок-синтезну функцію (Евтушенко Н.Ю. и др., 1990).

Вміст металу, нг/мг білку | а | б

Рис. 2. Вміст міді в окремих фракціях клітин печінки (а) та зябер (б) при підвищених концентраціях її у водному середовищі.

Примітка. К-контроль, Д-дослід.

Найменші зміни акумулювання іонів міді при підвищенні її концентрації у воді виявлено в субклітинних фракціях м’язів, які найменше акумулюють мідь (Евтушенко Н.Ю. и др.,1996). Проте, кількість міді у мітохондріях м’язів при її високому рівні у воді зростає, що можна пояснити тим, що мідь, як елемент, який може змінювати валентність, у мітохондріях може брати участь в метаболічних процесах аналогічно до заліза (Патин С.А. и др., 1981.)

Рівень цинку в субклітинних фракціях усіх досліджуваних тканин коропа в середньому на один-два порядки вищий, ніж вміст інших досліджуваних металів. Однак при усіх дозах металу, крім 5 ГДК у цитоплазмі, не спостерігалося його акумулювання у субклітинних фракціях печінки (рис. 3)

Зябра відіграють провідну роль у регуляції надходження цинку до організму, риб (Galvez F., 1998, Hogstrand C., 1998). Вірогідні зміни рівня цинку в зябрах спостерігаються тільки при максимальній його концентрації у воді, що вказує на наявність у риб ефективної системи регуляції вмісту цього металу.

Вміст металу, нг/мг білку | а | б

Рис. 3. Вміст цинку в окремих фракціях клітин печінки (а) та зябер (б) при підвищених концентраціях його у водному середовищі.

Примітка. К-контроль, Д-дослід.

При інтоксикації свинцем у дозі 5 ГДК виявлено зменшення його в 4 рази, у порівнянні до його вмісту в ядрах печінки риб контрольної групи.

Незначне накопичення свинцю в субклітинних фракціях гепатопанкреасу можна пояснити також тим, що печінка риб не депонує цей токсикант. Відомо, що цей метал не приймає участі в метаболічних процесах і є типовим токсикантом (Мур Дж., Рамамурти С., 1987).

При дослідженні вмісту свинцю в субклітинних фракціях м’язів у досліджуваних риб виявлено зростання його рівня в цитоплазматичній фракції при 2 та 5 ГДК, тоді як в ядрах та мітохондріях змін вмісту металу не виявлено, за винятком його підвищення в ядерній фракції при 2 ГДК,

коли спостерігали зменшення рівня металу (рис. 4).

Очевидно, в даному випадку домінує зв’язування токсиканту з білками цитоплазми, внаслідок чого зменшується його надходження до інших компартментів клітини.

Отже, для різних металів існують індивідуальні закономірності накопичення у різних клітинних органелах. Проте, загальними тенденціями, які визначають внутрішньоклітинну локалізацію металів у риб є: тканинна специфіка їх будови, хімічного складу і мембранної активності, здатність металів утворювати комплекси з білками і низькомолекулярними метаболітами, концентрація іонів і їх вплив на загальний іонний гомеостаз та швидкість їх транспорту у клітинні органели.

Вміст металу, нг/мг білку | а | б

Рис. 4. Вміст свинцю в окремих фракціях клітин печінки (а) та зябер (б) при підвищених концентраціях його у водному середовищі.

Примітка. К-контроль, Д-дослід.

Накопичення важких металів у субклітинних компонентах тканин коропа при спільній їх дії. Відомо, що в природі водні організми зазнають впливу багатьох факторів. Часто зустрічаються випадки перевищення ГДК відразу для декількох металів, або ж на фоні зростання концентрації іонів одного металу спостерігається зниження вмісту інших. Одночасна присутність декількох металів в організмі впливає на їх перерозподіл та біологічну дію.

Відомо, що зябра володіють високою спорідненістю, до іонів марганцю, проте, нами відмічено послаблення сорбції іонів марганцю клітинами зябрового епітелію при спільній дії досліджуваних металів. Причиною цього може бути конкуренція за спільні місця зв’язування на мембрані з іншими металами, зокрема з цинком (Glynn А., 2001).

Найбільші зміни у розподілі марганцю при спільній дії іонів металів спостерігаються в скелетних м’язах. Відмічено зменшення вмісту марганцю в усіх субклітинних органелах. Це можна пояснити перерозподілом металів на тканинному і клітинному рівнях для забезпечення нормального функціонування в організмі риб при металічній інтоксикації.

У загальному, одержані результати дозволяють зробити висновок, що комплексна дія досліджуваних металів призводить до послаблення поглинання іонів марганцю в зябрах або спричиняє посилення екскреції металу з організму.

Встановлено, що при дії іонів міді вже при 0,1 ГДК відбувається збільшення вмісту металу в печінці коропа, тоді як у всіх досліджуваних органелах гепатоцитів при комплексному впливі іонів металів відмічена тенденція до зменшення вмісту міді. З цих даних випливає, що при дії декількох металів перешкоджається надходження металу в організм коропа, або порушується здатність печінки депонувати мідь.

У зябрах коропа накопичення міді в субклітинних фракціях при наявності у воді інших досліджуваних металів відсутнє, що може бути обумовлено конкуренцією між ними за переносники. Відомо, що між вмістом свинцю, міді і цинку спостерігається антагонізм при їх накопиченні за механізмом конкурентного інгібування (Ерзинкян К.Л. и др., 1990, Суханов Б.П. и др., 1990).

ВИСНОВКИ

1. Порівняльний аналіз активності антиоксидантних ферментів і рівня окислювальної модифікації білків крові шести видів чорноморських риб виявив наявність виражених видових відмінностей, що залежать від екологічних і біологічних особливостей риб, природних та антропогенних факторів.

2. Встановлено вікову динаміку досліджених параметрів, що характеризується зниженням активності антиоксидантних ферментів і підвищенням рівня окислювальної модифікації білків крові у риб старших вікових груп.

3. Сезонна динаміка досліджених показників проявляється в їх збільшенні в теплу пору року і пов'язана як з підвищенням рівня метаболізму в організмі риб, так і з посиленням рекреаційного навантаження на морські акваторії у даний період. Встановлено високий кореляційний зв'язок між активністю СОД та температурою води (r = 0,43 ч 0,96).

4. У мерланки під впливом паразитарної інвазії нематодами Hysterothylacium aduncum активність КАТ, СОД і ГТ еритроцитів крові достовірно підвищується.

5. Забруднення морського середовища модифікує активність ферментів антиоксидантної системи еритроцитів крові риб. При цьому відзначені як адаптивні реакції у відповідь, що характеризуються індукцією активності ферментів зі збільшенням антропогенного навантаження, так і токсичні, котрі проявляються в інгібіруванні активності у районах з високим рівнем забруднення.

6. Виявлено залежність між вмістом токсичних елементів у тканинах риб і активністю антиоксидантних ферментів. Найбільш чутливою до накопичених у тканинах токсичних елементів є ГР (r = -0,50 ч -0,90).

7. Знайдено, що рівень окислювальної модифікації білків сироватки крові вище у риб з більш забрудненого середовища.

8. Активність антиоксидантних ферментів і рівень окислювальної модифікації білків крові можна рекомендувати у якості біомаркерів для оцінки стану риб та їх середовища. При цьому слід ввести певні обмеження для моніторингових програм, які виражаються в необхідності тестування риб однієї вікової групи і в єдиний сезон. При інтерпретації отриманих результатів необхідно враховувати біологічні особливості досліджуваних видів та їх приналежність до екологічних груп.

СПИСОК ОСНОВНИХ ПРАЦЬ, ОПУБЛІКОВАНИХ ЗА ТЕМОЮ ДИСЕРТАЦІЇ

1. Скуратовская Е.Н. Ответные реакции антиоксидантных ферментов морского ерша (Scorpaena porcus L.) на антропогенное загрязнение / Е.Н. Скуратовская // Учен. зап. Тавр. нац. ун-та им. В.И. Вернадского. Сер. Биология. - 2003. - Т. 16 (55), № 2. - С. 175-178.

2. Руднева И.И. Влияние антропогенного загрязнения на активность антиоксидантных ферментов крови некоторых видов черноморских рыб / И.И. Руднева, Е.Н. Скуратовская, Т.Б. Вахтина // Вісн. Одес. нац. ун-ту. Біологія. - 2004. - Т. 9, вип. 5. - С. 116-120 (Особистий внесок здобувача полягає в проведенні досліджень та обробці фактичного матеріалу).

3. Скуратовская Е.Н. Активность глутатион-S-трансферазы крови морского ерша (Scorpaena porcus L .) в зависимости от пола, сезона и возраста / Е.Н. Скуратовская // Укр. біохим. журн. - 2005. - Т. 77, № 5. - С. 116-119.

4. Скуратовська К.М. Вікові зміни активності антиоксидантних ферментів у крові чорноморської скорпени (Scorpaena porcus L.) / Скуратовська К.М.// Біологічні дослідження молодіх учених в Україні: Матеріали V всеукр. наук. конф. студентів та аспірантів, 15 - 16 вересня 2005 р. - Київ, 2005. - С 88-90.

5. Скуратовская Е.Н. Влияние паразитарной инвазии на активность некоторых антиоксидантных ферментов тканей черноморского шпрота (Sprattus sprattus phalericus R.) / Е.Н. Скуратовская, А.В. Завьялов // Риб. госп-во України. - 2006. - № 5-6. - С. 54-55 (Особистий внесок здобувача полягає у формулюванні цілі роботи, проведенні досліджень, обробці та аналізі даних, написанні тексту статті).

6. Скуратовская Е.Н. Влияние антропогенного загрязнения на активность антиоксидантных ферментов крови некоторых видов черноморских рыб / Е.Н. Скуратовская // Проблемы иммунологии, патологии и охраны здоровья рыб и других гидробионтов - 2: Расширенные материалы Междунар. науч. -практ. конф. Борок - Москва, 2007. - С. 264-268.

7. Скуратовская Е.Н. Влияние экологических и антропогенных факторов на процессы окислительной модификации сывороточных белков черноморских рыб / Е.Н. Скуратовская, И.И. Дорохова, Ю.А. Граб // Риб. госп-во України. - 2007. - № 5. - С. 12 -15 (Особистий внесок здобувача полягає у формулюванні цілі роботи, проведенні досліджень, обробці та аналізі даних, написанні тексту статті).

8. Скуратовская Е.Н. Видовые особенности антиоксидантной ферментной системы крови некоторых видов черноморских рыб / Е.Н. Скуратовская, И.И. Руднева // Риб. госп-во України. - 2008. - № 1. - С. 15-18 (Особистий внесок здобувача полягає в проведенні досліджень, обробці та аналізі даних).

9. Скуратовская Е.Н. Влияние паразитарной инвазии на состояние антиоксидантной ферментной системы крови мерланга (Merlangus merlangus euxinus) / Е.Н. Скуратовская, А.В. Завьялов // Ветеринарна медицина. - 2008. - № 90. - С. 394-398 (Особистий внесок здобувача полягає у формулюванні цілі роботи, проведенні досліджень, обробці та аналізі даних, написанні тексту статті).

10. Скуратовская Е.Н. Применение биохимических маркеров в условиях нефтяного загрязнения / Е.Н. Скуратовская // Современные проблемы морской инженерной экологии: Материалы междунар. науч. конф. (Ростов-на-Дону, 9-11 июня 2008 г.). - Ростов-на-Дону. - С. 233-236.

АНОТАЦІЯ

Скуратовська К.М. Стан антиоксидантної ферментної системи крові чорноморських риб в умовах комплексного хронічного забруднення. - Рукопис.

Дисертація на здобуття наукового ступеня кандидата біологічних наук за спеціальністю 03.00.04 - біохімія. - Одеський національний університет імені І. І. Мечникова, Одеса, 2009.

Дисертаційна робота присвячена дослідженню видових, статевих, вікових і сезонних особливостей АО ферментної системи і вмісту продуктів окислення білків крові деяких чорноморських риб, а також впливу комплексного забруднення морських акваторій на дані параметри з метою використання їх у якості біомаркерів для характеристики гідробіонтів та їх середовища.

Виявлено видові особливості активності АО ферментів та рівня ОМБ крові риб. Показано, що з віком відбувається зниження АО ферментної активності та підвищення рівня ОМБ крові риб. Встановлено, що досліджені параметри підвладні сезонним коливанням, які характеризуються збільшенням у теплу пору року (за винятком активності ПЕР). На стан АО ферментної системи крові істотний вплив здійснює зараженість риб паразитами. Виявлено залежність між вмістом токсичних елементів у тканинах риб і активністю АО ферментів крові риб. Встановлено, що активність АО ферментів та рівень ОМБ крові адекватно відображає стан риб, у зв'язку з чим їх можна рекомендувати в якості біомаркерів у екотоксикологічних дослідженнях.

Ключові слова: антиоксидантна система, вільнорадикальне окислення, окислювальна модифікація білків, комплексне забруднення, біомаркери.

АННОТАЦИЯ

Скуратовская Е.Н. Состояние антиоксидантной ферментной системы крови черноморских рыб в условия х комплексного хронического загрязнения. - Рукопись.

Диссертация на соискание научной степени кандидата биологических наук по специальности 03.00.04 - биохимия. - Одесский национальный университет имени И. И. Мечникова, Одесса, 2009.

Диссертационная работа посвящена исследованию видовых, половых, возрастых и сезонных особенностей АО ферментной системы и содержания продуктов окисления белков сыворотки крови некоторых черноморских рыб, а также влиянию комплексного загрязнения морских акваторий на данные параметры с целью применения их в качестве биомаркеров для характеристики гидробионтов и среды их обитания.

Обнаружены видовые особенности активности АО ферментов и уровня ОМБ крови рыб, связанные с приспособленностью видов к определенным условиям существования.

Показано, что с возрастом происходит снижение АО ферментной активности и повышение уровня ОМБ крови рыб, обусловленное как усилением процессов свободнорадикального окисления, так и снижением синтеза ферментов АОС.

Выявлено, что исследованные параметры подвержены сезонным колебаниям, характеризующимся увеличением в теплое время года (за исключением активности ПЕР). Активность СОД в наибольшей степени зависит от температуры воды в каждый сезон года.

Установлено, что на активность АО ферментов влияет паразитарная инвазия рыб. У мерланга, зараженного нематодами Hysterothylacium aduncum, активность КАТ, СОД и ГТ эритроцитов крови повышается.

Оценено влияние загрязнения морских акваторий на исследованные параметры. Показано, что загрязнение морской среды модифицирует активность ферментов АОС крови рыб. При этом отмечены как адаптивные ответные реакции, характеризующиеся индукцией активности ферментов с увеличением антропогенной нагрузки, так и токсические, проявляющиеся в ингибировании активности в районах с высоким уровнем загрязнения. Уровень ОМБ сыворотки крови выше у рыб из более загрязненной среды обитания.

Установлено, что наиболее чувствительной к накопленным в тканях токсичным элементам является ГР. Активность АО ферментов и уровень ОМБ крови можно рекомендовать в качестве биомаркеров для оценки состояния рыб и среды их обитания.

Ключевые слова: антиоксидантная система, свободнорадикальное окисление, окислительная модификация белков, комплексное загрязнение, биомаркеры.

SUMMARY

Skuratovskaya E.N. Condition of antioxidant enzyme system in blood of the Black Sea fish species under the pressure of complex steady contamination. - Manuscript.

The dissertation for the candidate's degree of biological sciences in speciality 03.00.04 - Biochemistry. - I. I Mechnikov Odessa National University, Odessa, 2009.

The dissertation is devoted to the investigation of species, sex, age and seasonal characteristics of antioxidant (AO) enzyme system and level of oxidative proteins in blood of some Black Sea fish species, and the influence of steady contamination of the sea waters on these parameters with the aim to use them as biomarkers to characterize hydrobionts and their environment.

Fish species differences of AO enzyme activity and level of oxidative proteins in fish blood have been found. It has been shown, that with the age the enzyme activity decreases while oxidative protein level increases. The parameters studied are effected by seasonal variations, characterized by the increase of the activity in warm time of the year (an exception is Peroxidase). Parasite invasion, has been shown, to affect the condition of fish AO enzyme system. Dependence between the level of toxic elements in fish tissues and AO enzyme activity has been determined. It has been found, that AO enzyme activities and level of oxidative proteins in blood adequately reflect fish condition, therefore they can be recommended as biomarkers in ecotoxicological investigations.

Key words: antioxidant system, free radical oxidation, oxidative protein modification, complex contamination, biomarkers.

Размещено на https://www.allbest.ru/

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ

ОДЕСЬКИЙ НАЦІОНАЛЬНИЙ УНІВЕРСИТЕТ імені І.І. МЕЧНИКОВА

УДК: 591.11:628.19(262.5)

Автореферат

дисертації на здобуття наукового ступеня

кандидата біологічних наук

СТАН АНТИОКСИДАНТНОЇ ФЕРМЕНТНОЇ СИСТЕМИ КРОВІ ЧОРНОМОРСЬКИХ РИБ В УМОВАХ КОМПЛЕКСНОГО ХРОНІЧНОГО ЗАБРУДНЕННЯ

СКУРАТОВСЬКА КАТЕРИНА МИКОЛАЇВНА

03.00.04 - біохімія

Одеса - 2009

Дисертацію є рукопис

Робота виконана у відділі іхтіології Інституту біології південних морів імені О.О. Ковалевського Національної академії наук України

Науковий керівник: доктор біологічних наук, доцент,

Руднєва Ірина Іванівна ,

Інститут біології південних морів імені О.О. Ковалевського НАН України,

провідний науковий співробітник

Офіційні опоненти: доктор біологічних наук, професор

Галкін Борис Миколайович ,

Одеський національний університет імені І.І. Мечникова, професор кафедри мікробіології і вірусології

кандидат біологічних наук,

старший науковий співробітник

Сілкін Юрій Олександрович ,

Карадазький природний заповідник НАН України,

завідувач лабораторії біохімії та фізіології морських гідробіонтів

Захист дисертації відбудеться ” 19 ” червня 2009 р. о 1100 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 41.051.06 Одеського національного університету імені І.І. Мечникова за адресою: 65058, м. Одеса, пров. Шампанський, 2 (біологічний факультет), ауд. 27.

З дисертацією можна ознайомитись в науковій бібліотеці Одеського національного університету імені І.І. Мечникова за адресою: 65082, м. Одеса, вул. Преображенська, 24.

Автореферат розісланий ” 15 ” травня 2009 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради Д 41.051.06

доктор біологічних наук, професор Т.О. Філіпова

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність проблеми. Морські прибережні екосистеми в найбільшій мірі страждають від антропогенного забруднення, що потрапляє зі стічними водами берегових джерел і приноситься з річними стоками з усього водозбірного басейну. Це спричиняє погіршення екологічної ситуації в результаті змін фізико-хімічних властивостей води та ґрунтів, порушення зв'язків, що еволюційно склалися між різними компонентами угрупування, розвитку процесів евтрофування, скорочення чисельності видів та їх біорізноманітності (Миронов, 2002; Руднева и др., 2005; Моисеенко, 2005). Описані явища спостерігаються у багатьох районах Світового океану у зв'язку із зростанням урбанізації приморських територій (The World Health Report, 2002). Стічні води 17 країн, котрі містять промислові, побутові та сільськогосподарські відходи, перш за все забруднюють прибережні райони (Rudneva et al., 2001). Ситуацію значно ускладнюють аварії на очисних спорудах у результаті їх зношеності та застарілих конструкцій. Внаслідок цього - викид величезної кількості неочищених стічних вод безпосередньо в морські акваторії. Наприклад, біля узбережжя України в море скидається щорічно 11,4 млн. т частково очищених і 190,6 млн. т нормативно очищених стічних вод (Україна в контексті., 1998). Різні токсиканти і патогенні мікроорганізми, що потрапляють у воду та ґрунт, надають реальної небезпеки для біоти, згубно впливають на виживання, ріст, репродукцію та здоров'я гідробіонтів (Руднева и др., 2005; Моисеенко и др., 2005).

Риби як представники вищої трофічної ланки в прибережних угрупуваннях відіграють важливу роль і в найбільшій мірі споживаються людиною. Статистика уловів за останні десятиліття засвідчують те, що прибережна іхтіофауна Чорного моря змінилася - скоротилася її видова різноманітність і відбулася зміна домінуючих видів на користь малоцінних риб (Зуев и др., 2003).

У зв'язку з цим виникає необхідність пошуку більш інформативних критеріїв оцінки стану риб та їх середовища, для чого розробляються спеціальні програми біомоніторингу, засновані на концепції біоіндикаторів і біомаркерів - показників різного біологічного рівня, що реагують на вплив несприятливих факторів середовища (Shulman et al., 1999; Довженко и др., 2005; Adams, 2005; Руднева, 2006; Kopecka, 2006; Schiedek, 2006; Hansson 2006; Hoguet et al., 2007). В якості таких біомаркерів використовуються параметри молекулярних захисних систем: неспецифічні монооксигенази родини цитохрому Р-450, імунологічні показники, вміст низькомолекулярних антиоксидантів, активність ферментів антиоксидантної системи (АОС), індукція яких відбувається у результаті розвитку окислювального стресу, спричиненого високими концентраціями ксенобіотиків та їх метаболітів у середовищі та в організмі (Goksoyr, 1996; Руднева и др., 2005; Моисеенко, 2005). Надлишкова кількість токсикантів у воді та накопичення їх у організмі індукує вільнорадикальні процеси, що призводять до пошкодження життєво важливих біомолекул. В цьому випадку в якості біоіндикаторів шкідливої дії токсичних речовин застосовують параметри перекісного окислення ліпідів (ПОЛ) і окислювальної модифікації білків (ОМБ). Крім цього рівень ПОЛ і ОМБ засвідчує ефективність стану антиоксидантної системи (Goksoyr, 1996; Руднева и др., 2005).

Цілком очевидно, що пошук і область застосування біомаркерів і біоіндикаторів для екотоксикологічної характеристики водних об'єктів є перспективним напрямком, котрий дозволяє швидко отримати адекватну інформацію про стан водного середовища за відгуками біоти. Одночасно при оцінці ступеня тяжкості та прогнозування негативного впливу на організм необхідно враховувати вплив різних біотичних та абіотичних факторів на біомаркери і біоіндикатори для детального розуміння механізмів відповідних реакцій риб на дії забруднень, а також для коректного використання їх у моніторингових дослідженнях.

Зв'язок з науковими програмами, планами, темами. Дослідження проводили в Інституті біології південних морів у рамках бюджетних програмних тем НАН України «Структурно-функціональні засади біорозмаїття морських угрупувань» (№ д/р 0199U001388) (1999-2002 рр.), «Дослідження факторів підтримки усталеності морських екосистем» (№ д/р 0103U001048) (2003 - 2007 рр.).

Мета і завдання дослідження. Основна мета роботи - встановити особливості активності антиоксидантних ферментів і вмісту продуктів окислення білків риб різних екологічних груп, що мешкають у бухтах з неоднаковим рівнем забруднення. Згідно з метою дослідження були поставлені наступні задачі:

1. Виявити видові відмінності активності антиоксидантних ферментів еритроцитів та вмісту продуктів окислення білків сироватки крові риб.

2. Вивчити вікові та статеві особливості досліджуваних параметрів.

3. Встановити сезонні варіації активності антиоксидантних ферментів еритроцитів та вмісту продуктів окислення білків сироватки крові риб.

4. Дослідити вплив інвазії нематодами Hysterothylacium aduncum на стан ферментної антиоксидантної системи еритроцитів крові мерлана Merlangus merlangus euxinus .

5. Провести порівняльний аналіз активності ферментів еритроцитів та вмісту модифікованих білків сироватки крові риб з бухт з різним рівнем забруднення.

6. Встановити залежність активності антиоксидантних ферментів від вмісту токсичних елементів у м'язах чорноморських риб.

7. Виявити найбільш інформативні біомаркери для використання їх у моніторингових дослідженнях та оцінки стану риб та їх середовища.

Об'єкт дослідження - антиоксидантна ферментна система і динаміка вмісту продуктів окислення білків крові 6 масових видів чорноморських риб, що належать до різних екологічних груп.

Предмет дослідження - стан антиоксидантної ферментної системи еритроцитів та рівень окислювальної модифікації білків сироватки крові риб в умовах комплексного хронічного забруднення.

Методи дослідження. Комплекс спектрофотометричних і титрометричних методів визначення активності антиоксидантних ферментів - каталази (КАТ), супероксиддисмутази (СОД), пероксидази (ПЕР), глутатіонредуктази (ГР), глутатіон-S-трансферази (ГТ), рівня окислювальної модифікації білків, статистичний та кореляційний аналіз.

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше проведено комплексне дослідження видових, статевих, вікових та сезонних особливостей антиоксидантної ферментної системи еритроцитів і вмісту продуктів окислення білків сироватки крові масових видів чорноморських риб. Встановлено видові відмінності досліджених параметрів, пов'язаних з пристосуванням видів до визначених умов існування. Показано, що з віком відбувається зниження АО ферментної активності та зростання рівня ОМБ крові риб.

Виявлено сезонні варіації досліджених параметрів крові риб, яки характеризуються збільшенням в теплу пору року, що обумовлено як підвищенням рівня метаболізму в організмі риб, так і посиленням рекреаційного навантаження на морські акваторії у даний період. Активність СОД в значній мірі залежить від температури води.

На стан АО ферментної системи крові істотний вплив здійснює зараженість риб паразитами. Показано, що у мерланки, зараженою нематодами Hysterothylacium aduncum активність КАТ, СОД та ГТ еритроцитів підвищується.

Оцінено вплив забруднення морських акваторій на досліджувані параметри. Запропоновано новий біомаркер (рівень окислювальної модифікації білків), що дозволяє оцінити стан риб, котрі мешкають в умовах хронічного забруднення, отримано патент на винахід (патент № 27484 UA, 2007). Встановлено, що вміст продуктів окислення білків сироватки крові вище у риб із забруднених акваторій. Визначено стратегію адаптації АОС еритроцитів крові до мінливих умов середовища проживання, що залежить від фізіологічного стану особнів, особливостей їх біології, природних і антропогенних факторів. Встановлено, що комплексне забруднення прибережних акваторій надає визначний вплив на активність АО ферментів і вміст окислених білків. При цьому відзначено як адаптивні відповідні реакції, що характеризуються індукцією активності ферментів зі збільшенням антропогенного навантаження, так і токсичні, які виявляються в інгібіруванні активності в районах з найбільшим рівнем забруднення.

Виявлено залежність між вмістом токсичних елементів у м'язових тканинах і активністю АО ферментів еритроцитів крові риб. Найбільш чутливою до накопичених у тканинах токсичних елементів є ГР.

Отримані результати мають теоретичне значення, так як роблять внесок у розуміння механізмів адаптації водних організмів, а також фізіологію, біохімію, екологію та екотоксикологію риб.

Практичне значення одержаних результатів. Результати роботи є цікавими для розробки моніторингових програм, а саме для біотестування і біоіндикації водних об'єктів за допомогою біомаркерів і біоіндикаторів риб. У наш час такий підхід широко застосовується у країнах ЄС, що дозволяє гармонізувати вітчизняні розробки зі стандартами Європейського співтовариства.

Критерії аналізу стану риб, засновані на вимірюванні активності ферментної антиоксидантної системи та рівня окислення білків, дають можливість отримати адекватну інформацію про здоров'я популяцій гідробіонтів в умовах хронічного забруднення морських акваторій і оцінити ступінь ризику, прогнозувати та коректувати господарську діяльність, розробляти заходи щодо їх оздоровлення.

Результати були використані у викладанні курсу лекцій «Екотоксикологія» на кафедрі біохімії Таврійського національного університету ім. В.І. Вернадського і можуть доповнити програму та вміст дисциплін «Екологія», «Гідробіологія», «Біохімія» для студентів університетів.

Особистий внесок здобувача. Дисертаційна робота є самостійним науковим дослідженням. Автором був розроблений методичний підхід виявлення залежності досліджених параметрів чорноморських риб від їх статі, віку, сезону, паразитарної інвазії, а також комплексного забруднення морських акваторій. Виконано статистичну обробку та аналіз отриманих результатів.

Апробація результатів дисертації. Основні положення дисертації повідомлені та обговорені на Всеросійській конференції за участю спеціалістів з країн Близького та Далекого зарубіжжя «Современные проблемы водной токсикологии» (Борок, 2002, 2004, 2005, 2008), на 2-му з'їзді токсикологів Росії (Москва, 2003), на Міжнародному симпозіумі «Биологические механизмы старения» (Харків, 2004, 2008), на Установчому з'їзді Українського товариства клітинної біології (Львів, 2004), на першій Міжнародній науково-практичній конференції молодих вчених «Комплексное исследование биологических ресурсов южных морей и рек» (Астрахань, 2004), на 3-ій науковій конференції «Заповедники Крыма» (Сімферополь, 2005, 2007), на конференції молодих науковців з проблем Чорного й Азовського морів «Понт Эвксинский» ІV, V (Севастополь, 2005, 2007), на 5-ій Всеукраїнській науковій конференції студентів і аспірантів «Біологічні дослідження молодих учених України» (Київ, 2005), на 7-ій Всеросійській конференції «Биоантиоксидант» (Москва, 2006), на Міжнародній науково-практичній конференції «Проблемы иммунологии, патологии и охраны здоровья рыб и других гидробионтов-2» (Борок, 2007), на науково-практичній конференції з міжнародною участю «Актуальные проблемы охраны здоровья рыб и других гидробионтов» (Феодосія, 2008), на Міжнародній науковій конференції «Современные проблемы морской инженерной экологии» (Ростов-на-Дону, 2008).

Публікації. За темою дисертації опубліковано 27 наукових робіт, з них 7 в провідних наукових виданнях, затверджених ВАК України; отримано 1 патент на винахід.

Структура й обсяг дисертації. Дисертація складається зі вступу, огляду літератури, опису матеріалів та методів, двох розділів результатів досліджень та їх обговорення, узагальнення, висновків та списку літератури, який містить 265 джерел. Робота викладена на 149 сторінках, містить 30 таблиць та 18 рисунків.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

Огляд літератури. Розглянуто процеси вільнорадикального окислення (ВРО) у живих організмах, надано загальну характеристику АОС риб. Наведено відомості про статеві та вікові особливості вмісту продуктів ВРО й АОС гідробіонтів, а також про вплив на них природних і антропогенних факторів. Показано роль параметрів АОС у якості біомаркерів, що характеризують стан риб в умовах інтенсивного забруднення водного середовища.

Матеріали і методи досліджень. Дослідження проводили на 6 масових видах чорноморських риб, що належать до різних екологічних груп: морський йорж Scorpaena porcus L. (донна група), морський минь Gaidropsarus mediterraneus L., султанка Mullus barbatus ponticus Essipov (придонна група), мерланка Merlangus m erlangus euxinus Nordmann, спікара Spicara flexuosa Rafinesque (придонна-пелагічна група), ставрида Trachurus mediterraneus ponticus Aleev (пелагічна група).

Повний біологічний аналіз риб проводили за загальноприйнятими методиками (Правдин, 1966; Шварц, 1968).

Активність АО ферментів еритроцитів крові риб визначали спектрометричними і титрометричними методами. Активність КАТ виявляли за реакцією розкладу перекису водню (Асатиани, 1969), активність СОД - за ступенем зниження швидкості процесів відновлення нітросинього тетразоля в інкубаційному середовищі (Nishikimi et al, 1972), активність ПЕР - за реакцією з бензидином (Литвин, 1981), активність ГР - за зменшенням НАДФН, активність ГТ - з 1-хлор-2,4-динітробензолом (Переслегина, 1989). Активність ферментів перераховували на мг гемоглобіну (Hb) за хвилину. Вміст гемоглобіну визначали згідно методу, описаному (Андреева, 2001).

Рівень ОМБ аналізували на основі реакції взаємодії окислених амінокислотних залишків білка з 2,4-динітрофенілгідрозином з утворенням 2,4-динітрофенілгідразонів. Оптичну щільність утворених 2,4-динітрофенілгідразонів реєстрували при наступній довжині хвиль: 346 нм і 370 нм (альдегідні та кетонні продукти окислювальної модифікації нейтрального характеру), а також при 430 нм і 530 нм (альдегідні та кетонні продукти окислювальної модифікації основного характеру).

Дослідження біохімічних параметрів проводили на зразках, отриманих від індивідуальних особнів. Статистичну обробку даних проводили за (Лакін, 1990). Вираховували середнє арифметичне (М), помилку середнього арифметичного (m). Порівняльний аналіз даних здійснювали з використанням t-критерію Стьюдена і U-критерію Уїлкоксона (Манна-Уїтні). Відмінності між рядами, що порівнюються, вважали достовірними і статистично значимими при p ? 0,05. З метою виявлення залежності між параметрами, котрі досліджуються, розраховували коефіцієнт кореляції (r) за допомогою стандартної програми «EXCEL”.

Результати та їх обговорення

Видові відмінності активності антиоксидантних ферментів еритроцитів крові чорноморських риб. Для виявлення видових особливостей активності АО ферментів проведено її порівняльний аналіз у еритроцитах крові риб (рис. 1). Встановлено високе значення активності СОД, ГР і ГТ у представників придонної групи (морський минь, султанка), що, напевно, пов'язано з мінливістю середовища і наявністю певних рівнів токсикантів. Мінімальне значення активності даних ферментів помічено у морського йоржа (донна група), що може бути обумовлено інгібіруючим ефектом токсичних речовин, що містяться у високих концентраціях у придонному шарі води і в ґрунті.

Однак для ПЕР виявлено зворотну тенденцію: активність ферменту максимальна в еритроцитах крові морського йоржа, мінімальна у султанки, що може бути обумовлено компенсаційними ефектами ферментної АОС риб при дії несприятливих факторів.

Статеві і вікові особливості активності антиоксидантних ферментів крові чорноморських риб. Результати продемонстрували, що активність АО ферментів еритроцитів крові масових прибережних видів риб не залежить від статі. Це дозволяє використовувати їх у якості інформативних біомаркерів у моніторингових програмах без градації за статевою ознакою.

Дослідження вікових особливостей АОС риб різних екологічних груп дозволило виявити зниження ферментної активності в еритроцитах крові зі збільшенням віку. Відзначено зниження активності КАТ, СОД і ГТ у морського йоржа 5-7 років у порівнянні з більш молодшими 2-3-річними особнями (табл. 1).

Для султанки встановлено мінімальне значення активності КАТ, СОД і ГР у віці 5 років (табл. 2). Активність КАТ і ГТ знижена у спікари 4-річного віку, КАТ і ПЕР у 3-річних особнів ставриди у порівнянні з показниками риб молодших вікових груп (табл. 3,4).

Таблиця 1 Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові морського йоржа різного віку (М ± m)

знаходиться на сайті: https://revolution.allbest.ru/biology/00600488_0.html

Примітка:* - відмінності достовірні у порівнянні з 2-3-річними особнями; ** - відмінності достовірні у порівнянні з 5-7-річними особнями (р <0,05 - 0,01); n - кількість особнів

Таблиця 2

знаходиться на сайті: https://revolution.allbest.ru/biology/00600488_0.html

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові султанки різного віку (М ± m)

Примітка: * - відмінності достовірні у порівнянні зі значеннями 5-річних особнів; ** - відмінності достовірні у порівнянні зі значеннями 4-річних особнів (р < 0,05); n - кількість особнів

Спад активності ОА ферментів у риб старших вікових груп може бути пов'язаний як з посиленням вільнорадикальних процесів, так і зі зниженням синтезу АО ферментів, що призводить до виснаження захисних систем організму в умовах посиленого антропогенного впливу.

Таблиця 3

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові спікари різного віку (М ± m)

знаходиться на сайті: https://revolution.allbest.ru/biology/00600488_0.html

Примітка: * - відмінності достовірні у порівнянні зі значеннями 4-річних особнів (р < 0,05); n - кількість особнів

Таблиця 4

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові ставриди різного віку (М ± m)

Примітка: * - відмінності достовірні у порівнянні зі значеннями 2-річних особнів; ** - відмінності достовірні у порівнянні зі значеннями 3-річних особнів (р < 0,05); n - кількість особнів

Сезонні варіації активності АО ферментів еритроцитів крові чорноморських риб. При вивченні сезонних варіацій параметрів АО ферментів крові чорноморських риб у більшості випадків встановлено їх підвищення у весняний та літньо-осінній періоди у порівнянні з зимовим.

Тільки для ПЕР, спроможної розкладати вуглеводні нафти, що потрапляють до організму (Руднєва, 2000), виявлено зворотну тенденцію. Активність ферменту мінімальна в крові риб у весняно-літній період, що може бути пов'язано з високою чисельністю нафторуйнівних мікроорганізмів у воді, які інтенсивно утилізують і розкладають нафтопродукти.

Варто відзначити незначні коливання активності АО ферментів в еритроцитах крові морського йоржа протягом року у порівнянні з іншими видами риб, що, певно, пов'язано з осілим способом життя, постійним антропогенним пресингом і органічною кормовою базою. Саме тому мігранти (султанка, ставрида, спікара), котрі мають більш широкий ареал, ніж осілі риби, інтенсивніше споживають їжу, характеризуються більш широкою амплітудою сезонних фізіологічних ритмів.

Зміна активності АО ферментів протягом року може бути пов'язана як з існуванням сезонних фізіологічних ритмів, обумовлених коливаннями температурного і кисневого режимів, особливостями харчування (Шульман, 1972), так і з різним рівнем антропогенного навантаження протягом року. З одного боку, з підвищенням температури спостерігається інтенсифікація обмінних процесів в організмі риб, підготовка до нересту і нерест. Переднерестовий і нерестовий періоди характеризуються високим рівнем метаболізму у досліджених видів і супроводжується інтенсивним живленням (Шульман, 1972, Багнюкова та ін., 2000). В цей час у риб відмічено максимальний рівень тканинного дихання (Столбов, 1990). З іншого боку, у зв'язку з підвищенням температури збільшується рекреаційне навантаження на прибережні акваторії, що сприяє проникненню в організм біогенів і ксенобіотиків у високих концентраціях. Все це призводить до зростання активності АО ферментів в еритроцитах крові риб у теплу пору року.

За допомогою кореляційного аналізу показано, що найбільш чутливою до температурних коливань є СОД (r = 0,43 - 0,96).

Вплив паразитарної інвазії на стан АО ферментної системи крові риб. Результати досліджень показали, що у мерланки під впливом інвазії нематодами Hysterothylacium aduncum відбувається індукція активності КАТ, СОД і ГТ в еритроцитах крові. Певно, впровадження паразита у стінки органів травлення, виділення метаболітів у організм хазяїна посилює процеси ВРО і є потужними факторами, стимулюючими активність АО ферментів.

Враховуючи високий ступінь біологічного забруднення Чорного моря, досліджені параметри дозволяють оцінити стан риб і можуть бути використані у якості індикаторів впливу на них біотичних факторів.

Екологічна характеристика районів дослідження. Для оцінки антропогенних факторів, що впливають на організми риб, проаналізували екологічний стан бухт, в яких вони були відловлені.

Дослідження проводили у трьох севастопольських бухтах - Мартинова, Карантинній та Стрілецькій, котрі піддаються різному антропогенному навантаженню. Найбільший вміст токсичних речовин у воді та ґрунті відзначено у Стрілецькій бухті. Ґрунт бухти Мартинова є більш забрудненим, ніж Карантинної, тоді як рівень токсичних речовин вище у воді останньої, що обумовлено різним розташуванням даних районів і наявністю в Карантинній бухті викидів господарсько-побутових стічних вод. Цей факт необхідно враховувати при вивченні впливу забруднення на досліджувані параметри крові риб, що належать до різних екологічних груп.

Вплив комплексного забруднення морських акваторій на стан АО ферментної системи еритроцитів крові риб. Отримані результати продемонстрували різні відгуки риб на несприятливі фактори середовища: адаптивний (у придонно-пелагічних та пелагічних видів з бухти Карантинної; у донного йоржа з бухти Мартинова), пов'язаний зі збільшенням активності ферментів в еритроцитах крові на підвищення рівня забруднення, і токсичний (у всіх досліджених видах зі Стрілецької бухти), коли відбувається інгібірування активності ферментної АОС при наявності токсикантів високих концентрацій у воді та ґрунті.

Зокрема, відзначено підвищення активності КАТ, СОД, ПЕР і ГТ в еритроцитах крові морського йоржа з бухти Мартинова, яка характеризується більш високим вмістом токсичних речовин у ґрунті, у порівнянні з Карантинною. Однак у особнів з найбільш забрудненої Стрілецької бухти активність усіх досліджених ферментів знижена (табл. 5).

Таблиця 5

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові морського йоржа з різних бухт (М ± m)

Примітка: * - відмінності достовірні у порівнянні зі значенням риб з бухти Стрілецької; ** - те ж у порівнянні зі значенням риб з бухти Мартинова (р < 0,05); n - кількість особнів

антиоксидантний фермент риба кров

Для султанки і спікари відзначено варіації активності АО ферментів з різних акваторій: підвищення активності КАТ і СОД у риб з Карантинної бухти у відповідь на високий вміст токсичних речовин у воді та зниження активності СОД у особнів зі Стрілецької бухти (табл. 6,7).

Таблиця 6

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові султанки з різних бухт (М ± m)

Таблиця 7

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові спікари з різних бухт (М ± m)

На біохімічні параметри пелагічної ставриди також вплинув вміст токсичних речовин у воді. Зростання АО ферментної активності характерне для риб з Карантинної бухти, у порівнянні з бухтою Мартинова. У особнів зі Стрілецької бухти, навпаки, відзначено зниження активності СОД і ГТ у відповідь на високий вміст ксенобіотиків у середовищі (табл. 8).

Таблиця 8

Активність антиоксидантних ферментів в еритроцитах крові ставриди з різних бухтах (М ± m)

Таким чином, активність АО ферментів можна застосовувати у якості біомаркерів для оцінки стану риб та їх середовища і використовувати разом з іншими параметрами у моніторингових дослідженнях. При цьому необхідно враховувати біологічні особливості та екологічну приналежність досліджених видів. Варто відзначити, що найбільш яскравий відгук з боку АО ферментної системи характерний для морського йоржа (табл. 10). У зв'язку з тим, що даний вид веде осілий спосіб життя і підвладний постійному антропогенному впливу, його параметри найбільш адекватно відображають стан середовища, що дозволяє використовувати морського йоржа в якості біомоніторного виду у сучасних екотоксикологічних дослідженнях (Руднева и др., 2000, 2004; Вахтина и др., 2005).

Вплив вмісту токсичних елементів у м'язах на активність антиоксидантних ферментів та рівень окислювальної модифікації білків крові риб. З метою детального аналізу впливу забруднення на стан ферментної АОС крові проведено кореляційний аналіз залежності цих параметрів від вмісту токсичних елементів у м'язах досліджених риб.

Встановлено, що АО ферменти у більшій мірі реагують на присутність Cu у тканинах, що, певно, пов'язано з високою біофільністю цього елементу (Скальний, 2004, Моисеенко и др., 2006). Ступінь чутливості ферментів АОС до накоплених у тканинах риб металів виражається в наступній послідовності: ГР > СОД, КАТ > ГТ, ПЕР. Найбільш чутливою до накоплених у тканинах токсичних елементів є ГР, що може бути обумовлено роллю цього ферменту у відновленні глутатіону, який входить до складу глутатіонпероксидази і ГТ, котрі виконують найважливіші функції у процесі біотрансформації ксенобіотиків.

Видові відмінності вмісту продуктів окислення білків у сироватці крові прибережних видів риб. Вміст усіх продуктів окислення білків у сироватці крові султанки значно перевищує відповідні показники морського йоржа, мерланки і ставриди (p < 0,05 - 0,01). Високий рівень модифікованих компонентів виявлено також у миня і спікари.

Загальний вміст окислених форм білків у риб розподіляється наступним чином (у порядку зростання): ставрида > мерланка > морський йорж > морський минь > спікара > султанка.

Низький вміст продуктів окислення білків у сироватці ставриди, скоріш за все, пов'язаний з її способом життя. Це пелагічний вид, що швидко переміщується, спроможний перейти з акваторії з підвищеним забрудненням у більш чисті райони. Як відомо, у рухливих риб вище рівень обмінних процесів (Шульман, 1989), у зв'язку з чим в організмі ставриди відбувається більш швидке розщеплювання і виведення продуктів окислення.

Збільшення вмісту продуктів окислення білків у сироватці крові придонних (морський минь і султанка) та придонно-пелагічних (спікара) риб може бути обумовлено мінливістю, що стимулює окислювальні процеси в організмі риб.

Очевидно, відмінності у рівні ОМБ сироватки крові риб обумовлені не тільки приналежністю до екологічної групи, а також визначаються видовою специфічністю та способом життя.

Статеві та вікові особливості вмісту продуктів окислення білків у сироватці крові риб. У наших дослідженнях не встановлено статевих відмінностей у вмісті модифікованих білків у сироватці крові риб.

При вивченні вмісту продуктів окислення білків у сироватці крові морського йоржа і мерланки різного віку встановлено збільшення їх рівня в риб старших вікових груп у порівнянні з молодими.

Відзначено високий вміст продуктів окислення білків у сироватці крові риб в період статевого дозрівання: морський йорж - 3 роки, мерланка - 1 рік. Як відомо, у даний час спостерігається інтенсифікація метаболічних процесів (Шульман, 1972) та збільшення концентрації вільних радикалів у тканинах (Соколовский, 1988), що призводить до посиленого утворення модифікованих форм білків.

Підвищення рівня ОМБ у риб старших вікових груп свідчить як про зниження захисних функцій з боку АОС, так і про посилення процесів ВРО в результаті накопичення токсичних речовин у тканинах.

Сезонні варіації вмісту продуктів окислення білків у сироватці крові риб. При вивченні сезонної динаміки вмісту продуктів окислення білків у сироватці крові риб встановлено підвищення їх рівня у літньо-осінній період.

Підвищення рівня ОМБ в сироватці крові риб у літньо-осінній період пов'язано, імовірно, як з інтенсифікацією обмінних процесів зі зростанням температури води, так і з підвищенням антропогенного навантаження у даний період року.

Вплив комплексного забруднення прибережних акваторій на вміст продуктів окислення білків у сироватці крові риб. Різне антропогенне навантаження вплинуло на рівень продуктів окислення білків у сироватці крові риб, що мешкають у досліджених бухтах.

Виявлено високий вміст продуктів окислення білків у сироватці крові морського йоржа з бухти Мартинова у порівнянні з відповідними показниками особнів з бухти Карантинної, що свідчить про активацію процесів ВРО у донних риб, що перебувають в умовах підвищеного забруднення ґрунтів.

Для мерланки і ставриди встановлено більш високий рівень ОМБ з Карантинної бухти через наявність викидів господарсько-побутових і зливових стічних вод, що певно, стимулює процеси окислення білків у придонно-пелагічних і пелагічних риб у даному районі.

Таким чином, рівень ОМБ сироватки крові адекватно відображає стан риб в умовах хронічного комплексного забруднення морських акваторій. Даний параметр можна рекомендувати у якості біомаркера для оцінки здоров'я організму і його середовища (патент № 27484 UA, 2007). Однак, при оцінці факторів, що модифікують білки крові, необхідно враховувати не тільки насиченість середовища токсичними речовинами, але й екологічні особливості риб.

Отримані результати можуть мати практичне значення і представляють інтерес для розробки моніторингових програм, а саме для біотестування та біоіндикації водних об'єктів за допомогою біомаркерів і біоіндикаторів риб.

Критерії аналізу стану риб, засновані на вимірюванні активності ферментної АОС та рівня ОМБ, дають можливість отримати адекватну інформацію про здоров'я популяцій гідробіонтів в умовах комплексного хронічного забруднення. При цьому для екотоксикологічної оцінки середовища риб необхідно враховувати особливості досліджених об'єктів, вікові та сезонні варіації біохімічних параметрів, у зв'язку з чим варто дотримуватися наступних рекомендацій: дослідження риб проводити в єдиний сезон; вибірка об'єктів має складатися з близьких за віком риб.

Запропоновані рекомендації дозволяють уніфікувати групу об'єктів, що тестуються, і тим самим отримати більш точні результати, які відображають вплив комплексного забруднення на риб, що і потрібно у монітори

Поверхнево активні речовини як забруднювачі навколишнього середовища

Поверхнево-активні речовини (ПАР) - речовини, здатні накопичуватися (згущатися) на поверхні зіткнення двох тіл, званої поверхнею розділу фаз, або міжфазної поверхнею. На міжфазної поверхні ПАР утворюють шар підвищеної концентрації - адсорбційний шар.
читати повністю
скачати

Зміст
Введення
1. Поверхнево-активні речовини як забруднювачі навколишнього середовища
2. Забруднення природних вод - проблеми та перспективи
Висновок
Література

Введення
Поверхнево-активні речовини (ПАР) - речовини, здатні накопичуватися (згущатися) на поверхні зіткнення двох тіл, званої поверхнею розділу фаз, або міжфазної поверхнею. На міжфазної поверхні ПАР утворюють шар підвищеної концентрації - адсорбційний шар.
Будь-яка речовина у вигляді компонента рідкого розчину чи газу (пари) при відповідних умовах може проявити поверхневу активність, тобто адсорбуватися під дією міжмолекулярних сил на тій чи іншій поверхні, знижуючи її вільну енергію. Однак поверхнево-активними зазвичай називаються лише ті речовини, адсорбція яких з розчинів вже при дуже малих концентраціях (десяті й соті частки%) призводить до різкого зниження поверхневого натягу. Дана роботаприсвячена забруднення ПАР навколишнього середовища.

1. Поверхнево-активні речовини як забруднювачі навколишнього середовища
Типові ПАР - органічні сполуки діфільного будови, тобто містять в молекулі атомні групи, що сильно розрізняються по інтенсивності взаємодії з навколишнім середовищем (у найбільш практично важливому випадку - водою). Так, в молекулах ПАР є один або кілька вуглеводневих радикалів, що становлять олео-, або ліпофільних, частина (вона ж - гідрофобна частина молекули), і одна або кілька полярних груп - гідрофільна частина. Слабо взаємодіють з водою олеофільние (гідрофобні) групи визначають прагнення молекули до переходу з водної (полярної) середовища в углеводородную (неполярні). Гідрофільні групи, навпаки, утримують молекулу в полярному середовищі або, якщо молекула ПАР знаходиться в вуглеводневої рідини, визначають її прагнення до переходу в полярну середу. Таким чином, поверхнева активність ПАР, розчинених в неполярних рідинах, обумовлена ​​гідрофільними групами, а розчинених у воді - гідрофобними радикалами.
За типом гідрофільних груп ПАР ділять на іонні, або іоногені, і неіонні, або неіоногенні. Іонні ПАР дисоціюють у воді на іони, одні з яких мають адсорбційної (поверхневої) активністю, інші (протівоіони) - адсорбційно неактивні. Якщо адсорбційно активні аніони, ПАР називаються аніонними, або аніоноактівние, в протилежному випадку - катіонними, або катіоно-активними. Аніонні ПАР - органічні кислоти та їх солі, катіонні - підстави, звичайно аміни різного ступеня заміщення, та їх солі. Деякі ПАР містять і кислотні, та основні групи. Залежно від умов вони виявляють властивості або аніонних, або катіонних ПАР, тому їх називають амфотерними, або амфолітнимі, ПАР
Всі ПАР можна розділити на дві категорії за типом систем, утворених ними при взаємодії з розчинювальною середовищем. До однієї категорії відносяться міцеллообразующіе ПАР, до іншої - не утворюють міцел. У розчинах міцеллообразующіх ПАР вище критичної концентрації міцелоутворення (ККМ) виникають колоїдні частки (міцели), що складаються з десятків або сотень молекул (іонів). Міцели оборотно розпадаються на окремі молекули або іони при розведенні розчину (точніше, колоїдної дисперсії) до концентрації нижче ККМ. Таким чином, розчини міцеллообразующіх ПАР займають проміжне положення між справжніми (молекулярними) і колоїдними розчинами (золями), тому їх часто називають напівколоїдний системами. До міцеллообразующім ПАР відносять всі миючі речовини, емульгатори, змочувачі, диспергатори і ін
У світовому виробництві ПАР велику частину складають аніонні речовини. Серед них можна виділити такі основні групи: карбонові кислоти, а також їх солі, алкілсульфати (сульфоефіри), алкілсульфонати і алкіл-арілсульфонати, інші продукти. Найбільш поширені натрієві та калійні мила жирних і смоляних кислот; нейтралізовані продукти сульфірованія вищих жирних кислот, олефінів, алкілбензолів. Друге місце за обсягом промислового виробництва займають неіонні ПАР - ефіри поліетиленгліколів. Більшість неіонних ПАР отримують приєднанням окису етилену до аліфатичних спиртів, АЛКІЛФЕНОЛ, карбоновим кислотам, амінів та інших сполук із реакційноздатними атомом водню.
Світове виробництво ПАР постійно зростає, причому частка неіонних та катіонних речовин у загальному випуску весь час збільшується. Залежно від призначення та хімічного складу ПАР випускають у вигляді твердих продуктів (шматків, пластівців, гранул, порошків), рідин і напіврідких речовин (паст, гелів). Особливу увагу все більше і більше приділяється виробництву ПАР з лінійним будовою молекул, які легко піддаються біохімічному розкладанню в природних умовах і не забруднюють навколишнє середовище.
ПАР знаходять широке застосування у промисловості, сільському господарстві, медицині, побуті. Найважливіші області споживання ПАР: виробництво мив і миючих засобів для технічних і санітарно-гігієнічних потреб; текстильно-допоміжних речовин, тобто речовин, що використовуються для обробки тканин і підготовки сировини для них; лакофарбової продукції. П ПАР використовують у багатьох технологічних процесах хімічних, нафтохімічних, хіміко-фармацевтичних, харчової промисловості. Їх застосовують як присадки, що покращують якість нафтопродуктів; як флотореагенти при флотаційному збагаченні корисних копалин; компоненти гідроізоляційних і антикорозійних покриттів і т.д. ПАР полегшують механічну обробку металів та інших матеріалів, підвищують ефективність процесів диспергування рідин і твердих тіл. Незамінні ПАР як стабілізатори висококонцентрованих дисперсних систем (суспензій, паст, емульсій, пен). Крім того, вони відіграють важливу роль у біологічних процесах і виробляються для «власних потреб» живими організмами. Так, поверхневою активністю володіють речовини, що входять до складу рідин кишково-шлункового тракту і крові тварин, соків та екстрактів рослин.
ПАР забруднюють в основному водні об'єкти. Про це і піде мова в наступному розділі.
2. Забруднення природних вод - проблеми та перспективи
Усяка водойма або водне джерело пов'язане з навколишньою його зовнішнім середовищем. На нього впливають умови формування поверхневого або підземного водного стоку, різноманітні природні явища, індустрія, промислове і комунальне будівництво, транспорт, господарська і побутова діяльність людини. Наслідком цих впливів є привнесення у водне середовище нових, невластивих їй речовин - забруднювачів, що погіршують якість води.
Як і ліси на суші, водні екосистеми піддаються знищенню, що знаходить своє відображення в різкому скороченні їх видового різноманіття. Наприклад, вже зникло з лиця Землі більше 50% видів прісноводних риб. Наростання забруднення водойм і водостоків спостерігається у всіх промислових країнах.
Серед внесених в океан із суши розчинних речовин, велике значення для мешканців водного середовища мають не тільки мінеральні, біогенні елементи, але й органічні залишки. Винесення в океан органічної речовини оцінюється в 1300 - 3801 млн. тонн / рік. Стічні води, що містять суспензії органічного походження або розчинена органічна речовина, згубно впливають на стан водойм. Осідаючи, суспензії заливають дно й затримують розвиток або повністю припиняють життєдіяльність даних мікроорганізмів, що беруть участь у процесі самоочищення вод.
Значний обсяг органічних речовин, більшість з яких не властива природним водам, скидається в ріки разом із промисловими і побутовими стоками.
ПАР - жири, масла, мастильні матеріали утворюють на поверхні води плівку, яка перешкоджає газообміну між водою й атмосферою, що знижує ступінь насиченості води киснем.
Що стосується вод Росії, то в них присутні індустріальні і сільськогосподарські забруднювачі - важкі метали (Fe, Mn, Zn, Cu, Sr, Ba, Cd, Pb, Ni, Cr), нафтопродукти, хлор-, фтор-і азотовмісні пестициди, феноли, ароматичні вуглеводні, формальдегід, ксантогенатом, амонійний та нітритний азот. Щоправда, є дані, що в 90-ті роки у зв'язку з деяким пожвавленням екологічного руху та законодавства і, в істотно більшою мірою, зі спадом промислового виробництва, трохи знизилися рівні полютантів, що однак, не призвело до достатнього поліпшення якості поверхневих вод. Деякі із забруднювачів речовин, втім, як і раніше, присутні в річках і озерах у небезпечних концентраціях, а відомий підйом промислового виробництва в останні роки загрожує новими викидами перерахованих полютантів. Наприклад, басейн річки Дон включає, за офіційними оцінками останніх років, «забруднені і надзвичайно брудні» ділянки. Ділянка Дону у м. Донський (Тульська обл.) Характеризувався вмістом марганцю, що перевищує гранично допустиму концентрацію в 44 рази за середньорічним рівня і в 84 рази - по максимальному рівню в 1999 р. (Державний доповідь «Про стан навколишнього природного середовища», 2000). При цьому, марганець (поряд зі свинцем і кадмієм) веде до зниження рівня серотоніну в мозку людини.
Специфічною рисою останнього десятиріччя в Росії слід вважати наростання забруднення води поверхнево-активними речовинами (ПАР), включаючи пральні порошки, шампуні та інші миючі засоби. Зарубіжні компанії, що виробляють побутові ПАР, по суті експортують забруднення в Росію, причому гранично допустимі концентрації, якими керуються при зливанні відходів у водойми, ймовірно, є завищеними. Але навіть ці ГДК були перевищені, за офіційними даними на 2004 р., В Азовському морі в 1,6 рази (узмор'ї річки Кубань) і 2,2 рази (узмор'ї річки Протока), в Японському морі в 1,9 рази (бухта Золотий Ріг, Амурська затока) і ряді інших водоймищ Росії (Державний доповідь «Про стан навколишнього природного середовища», 2000). Більш того, при концентраціях нижче гранично допустимої концентрації (ГДК) на кілька порядків ці ПАР, хоча і не вбивають водні організми, але помітно змінюють їх поведінку. Низькі концентрації ПАР змушують прісноводних п'явок відкріплюється зі своїх колишніх місць посадки, і їх відносить перебіг. Таким чином, річкові екосистеми втрачають п'явок як важливий компонент харчових ланцюгів. Цей приклад наочно показиает, який збиток екосистемі та біо-різноманітності можуть завдати навіть сублетальні (не смертельні для біоса) концентрації ПАР.
Якщо просунуті в екологічному плані країн Європи, тим не менш, констатують невирішеність багатьох проблем у сфері водної екології ПАР, то тим більші труднощі випадають на долю більш відсталою в цьому плані Росії. Забруднення води обертається серйозною загрозою для здоров'я багатьох росіян. Більш того, компанії країн Заходу неодноразово намагалися (наприклад, шляхом підкупу) перетворити територію Росії в «сміттєву корзину» Європи - місце для розміщення відходів. У цій ситуації важливий кожен приклад російської ініціативи як на локальному рівні (і тут могли б бути корисні мережеві групи активістів типу «Хірам» ;), так і на загальнодержавному. На загальнодержавному рівні вкажемо на федеральну цільову програму «Забезпечення населення Росії питною водою», програму «Відродження Волги», а також на прийнятий Держдумою «Водний кодекс України».
Для боротьби із забрудненням водойм ПАР Водний кодекс України визначає нормативи ГДК цих речовин.
З метою реалізації постанови Уряду Російської Федерації від 19 грудня 1996 р. № 1504 «Про порядок розробки та затвердження нормативів гранично допустимих шкідливих впливів на водні об'єкти» також розроблені наступні документи:
«Методичні вказівки з розробки нормативів гранично допустимих шкідливих впливів на поверхневі водні об'єкти», затверджені МПР Росії і Госкомекологіей Росії 26.02.99. Визначають загальні принципи розробки нормативів гранично допустимих шкідливих впливів (ПДВВ) господарської та іншої діяльності на поверхневі водні об'єкти. Нормативи ПДВВ встановлюються, виходячи з гранично допустимої величини антропогенного навантаження, тривалий вплив якої не призведе до зміни екосистеми водного об'єкта, і гранично допустимої маси шкідливих речовин, яка може поступити у водні об'єкти і на його водозбірну площу. Нормативи ПДВВ використовуються для регламентації кожного виду впливу господарської та іншої діяльності на водний об'єкт, виходячи з його цільового призначення;
«Методичні вказівки з розробки нормативів гранично допустимих скидів шкідливих речовин у поверхневі водні об'єкти», затверджені МПР Росії 30.09.99. Встановлюють загальні принципи визначення нормативів гранично допустимого скидання забруднюючих речовин у водні об'єкти (ПДС) у складі стічних вод та застосування зазначених нормативів у системі управління якістю стічних вод. Документ спрямований на забезпечення єдиного методичного підходу при здійсненні водоохоронних заходів, пов'язаних зі скиданням стічних вод у водні об'єкти, на застосування однакових розрахункових методів, які рекомендується використовувати водокористувачам, які мають організовані випуски стічних вод у водні об'єкти, при розробці нормативів ГДС;
«Методичні вказівки з розробки нормативів гранично допустимих шкідливих впливів на підземні водні об'єкти і гранично допустимих скидів шкідливих речовин в підземні водні об'єкти», затверджені МПР Росії 23.09.99. Визначають нормативи ПДВВ на підземні водні об'єкти як сукупність кількісних і якісних показників (характеристик) процесів і споруд, які можуть мати шкідливий вплив на підземні води. ПДВВ розробляються в двох випадках: якщо техногенна діяльність призводить до зміни показників водоносних горизонтів, які використовуються або можуть бути використані в майбутньому для видобутку підземних вод; якщо ці зміни впливають на інші компоненти навколишнього природного середовища. Особливість розробки нормативів ПДС полягає в тому, що скидання стічних вод (рідких відходів) у підземні водні об'єкти допускається тільки в тому випадку, якщо в якості пластів-колекторів використовуються глибоко залягають водоносні горизонти, що не пов'язані з поверхневими водними об'єктами та водоносними горизонтами верхньої гідродинамічної зони, у якій проявляється дренірующіе вплив поверхневих вод;
«Методичні вказівки з організації та здійснення державного контролю за використанням та охороною внутрішніх морських вод і територіального моря України» (затверджені МПР Росії 12.06.99). Документ містить основні вимоги та рекомендації, необхідні для здійснення державного контролю за використанням та охороною прибережних вод морів та їх прибережної смуги, а також прилеглої до них зони Російської Федерації. Контроль здійснюється з метою попередження, запобігання та усунення їх забруднення і засмічення, створення безпечних і сприятливих умов для здоров'я людей, а також для оздоровчо-лікувального, рекреаційного, господарсько-побутового, рибогосподарського, транспортного та іншого морського водокористування.

Висновок
Водні екосистеми і боротьба з їх забрудненням ПАР вимагають міжнародної кооперації та ефективного наддержавного біополітіческой законодавства, інакше кожна держава або регіон може прагнути перетворити сусідів у власну «сміттєву корзину». У випадку Росії важливо також, щоб зарубіжні експерти зі своїм досвідом консультували російських екологів, брали участь у поліпшенні російської ситуації, яка може обернутися бідою і для них самих. У той же час деякі експерти, незважаючи на щире бажання допомогти Росії, просто пасують перед обличчям незвичних для них російських труднощів. Так, вивчивши в середині 90-х років систему водопостачання Москви, експерти фірми «Ковіконсалт» (Данія) прийшли до висновку, що жоден з відомих і доступних в грошовому відношенні методів не в змозі виконати вимог російських стандартів »якості очищення води від ПАР для потреб москвичів.

Література
1. Водний Кодекс РФ
2. Перспективи розвитку екологічної галузі Росії до 2010 року.
3. Болдін А.А. Хімічне забруднення природних вод. / / Світ хімії. 2004. № 9.
4. Карпін М.М. Біополітики. М., 2002.
5. Шварц А., Перрі Дж., Берч Д ж., Поверхнево-активні речовини та миючі засоби, пров. з англ., М., 1960

Вступ

Розділ 1

1.1 Основні джерела забруднення водного середовища важкими металами

1.2 Форми міграції важких металів у природних водах, їх доступність та токсичність для гідробіонтів

1.3 Вплив важких металів на гідробіонтів

1.4 Шляхи надходження та особливості тканинного розподілу важких металів в організмі риб

1.5 Видові особливості накопичення важких металів у органах і тканинах риб

1.6 Сезонна динаміка накопичення важких металів в організмі риб

Розділ 2

2.1 Матеріал та методи дослідження

3. Результати та їх обговорення

3.1 Вміст важких металів у органах і тканинах риб верхів я Кременчуцького водосховища

3.2 Видові особливості розподілу важких металів в організмі риб в умовах Кременчуцького водосховища

3.3 Сезонна динаміка накопичення важких металів в органах і тканинах риб

3.4 Санітарно-гігієнічна оцінка вмісту важких металів в організмі риб Кременчуцького водосховища

4. Висновки

Список використаної літератури

Вступ

Серед забруднюючих речовин на одне з перших місць останній час вийшли важкі метали. Це зумовлено екстенсивним розвитком промислового виробництва, хімізацією сільського господарства, які виступають основними джерелами забруднення навколишнього середовища, у тому числі водного середовища.

Необхідно відмітити, що сполуки важких металів відносяться до стійких забруднювачів, і не піддаються радіоактивному розпаду як радіонукліди, не розкладаються як забруднювачі органічної природи. Після надходження до водойми, вони постійно будуть знаходитися у ній, акумулюючись та перерозподіляючись між компонентами гідроекосистеми.

Відомо, що жодна біологічна функція організму, жоден біохімічний процес не відбувається без участі того чи іншого мікро- або мікроелементу. При дефіциті їх певних сполук порушуються обмінні процеси, знижується природна резистентність організму до змін умов довкілля. Водночас за умов накопичення, що перевищує фізіологічні норми вмісту в органах і тканинах, кожний хімічний елемент втрачає своє значення як біотичний елемент і починає проявляти токсичну дію. Наряду з прямою токсичною дією на організм, важкі метали викликають небезпечні віддалені у часі біологічні ефекти - мутагенну дію, ембріотоксичну, канцерогенну, гонаотоксичну дію тощо [13].

В останні роки зареєстровано суттєве збільшення вмісту важких металів у водоймах рибогосподарського та комплексного призначення, що за певних умов може призвести до змін структури та чисельності популяцій гідробіонтів, у тому числі - рибного населення.

Для оцінки можливої дії важких металів на організм риб важливим є проведення досліджень, спрямованих на встановлення закономірностей, особливостей та рівнів накопичення важких металів в органах і тканинах промислово цінних видів риб з метою прогнозування можливого впливу токсичних речовин на склад та кількісну представленість іхтіофауни.

Лящ (Abramis brama L.) на даний час є самою масовою промисловою прісноводною рибою України, частка якої в уловах досягає 26%. Загальні обсяги добування ляща у дніпровських водосховищах у 90-ті роки складали 1200 т на рік [21]. У межах Дніпровського каскаду водосховищ плітка (Rutilus rutilus, L.) є одним з найважливіших обєктів промислового та любительського лову, який дає третій, після ляща та судака внесок у загальний улов прісноводної риби в Україні. Так, загальний улов плотви з каскаду Дніпровських водосховищ за 90-ті роки склав 4,4 тис. тон. Щука (Esox lucius L.) на початку ХХ сторіччя входила у пятірку найважливіших промислових риб України. Проте, починаючи з 50-х років відбувся різких спад її уловів і у 90-ті роки загальне добування цієї риби складало не більше 100 т на рік.

Метою роботи було визначення рівнів забруднення важкими металами органів та тканин найважливіших промислових видів риб Кременчуцького водосховища: ляща, плітки та щуки.

Для досягнення мети було поставлено та виконано наступні завдання:

. Зібрати представницький матеріал плітки з Кременчуцького водосховища, провести іхтіологічну обробку, підготувати зразки для аналізу вмісту важких металів.

2.Визначити вміст важких металів в органах (Co, Cd, Pb, Ni, Cr, Zn, Cu) та тканинах риб: зябрах, печінці, мязах.

. Встановити закономірності розподілу металів по органах і тканинах риб.

. Провести порівняльний аналіз отриманих даних з наявними у літературі та нормативними величинами вмісту важких металів у харчових продуктах.

важкий метал риба водосховище

Розділ 1

1.1 Основні джерела забруднення водного середовища важкими металами

У незначних концентраціях важкі метали завжди містяться у водоймах. Однак ця величина зазнає відчутних змін, які залежать від гідрометеорологічних умов, хімічного складу ложа водойми та грунтового покриву водозбірної площі, інтенсивності розвитку вищої водної рослинності, планктону, бентосу. Природні концентрації металів не значні. Так, наприклад, у воді чистих річок концентрація ртуті становить не більше 0,2×10-3 мг/л, вміст цинку коливається у межах 0,008-0,35 мг/л, кадмію - 0,013 мг/л, свинцю - 0,001-0,013 мг/л, міді - 0,003-0,005 мг/л [8].

Внаслідок діяльності людини у поверхневих водах і неглибоких грунтових водах зустрічається понад 650 хімічних сполук. Антропогенне джерело додає до природного річкового виносу двократну кількість ртуті, 12-15 кратне - свинцю, міді, цинку.

У різних галузях промисловості з кожним днем збільшується число застосовуваних хімікатів. Тільки у сільському господарстві використовується понад 145 хімічних сполук. Значна кількість важких металів адходить до атмосферного повітря від підприємств чорної та кольорової металургії. Значними забруднювачам довкілля є ТЕС. Встановлено, що у 1 т. камяновугільної золи Трипільської ТЕС у середньому міститься 200 г. свинцю, 700 г - нікелю, 200 г - цинку та олова, 300 г - кобальту. Внаслідок вимивання атмосферними опадами на прилеглі до ТЕС території випадає щорічно 28-56 т/км2 зольного пилу [16]. В останні десятиріччя до перелічених джерел, потужність яких не зменшується, додалися нові - підприємства харчової та переробної промисловості, приборо- та машинобудування, електроніки, різних галузей хімічного виробництва, гірничодобувної промисловості [11].

Значний вплив на забруднення навколишнього середовища має автотранспорт. Так, при спалювані 1 л пального у повітря потрапляє 200-400 мг свинцю. В результаті спалювання рідкого палива до навколишнього середовища викидається від 180 до 260 тис. т. сполук свинцю, що у 60-130 разів перевищує природне надходження свинцю до атмосфери при вулканічних виверженнях (2-3 тис. т. на рік).

Існує і інше джерело забруднення свинцем довкілля - це полювання. Підраховано, що у мисливських господарствах штату Вашингтон на кожний квадратний метр площі водойм припадає 21 дробинка. У Канаді щорічно розсіюється близько 6 тис. т. дробі. Крім свинцю до дробі додають ще до 2% мишяку, тому свинцеве забруднення тягне за собою і мишякове. Внаслідок цього у США щорічно гине від свинцевого отруєння 2-3 млн. водоплавних птахів.

Що стосується України, то її внутрішні водойми у значній мірі забруднені важкими металами, що повязано з інтенсивним розвитком металургії, гірничодобувної, хімічної промисловості. Значна кількість теплоелектростанцій працює на вугіллі та мазуті. Суттєвий вплив на забруднення повітряного та водного середовища має автотранспорт. Водосховища Дніпровського каскаду розташовані у густонаселених індустріальних та аграрних районах., де внаслідок екстенсивного ведення сільськогосподарського виробництва, високої концентрації промислових та енергетичних потужностей, проявляється тенденція до зростання концентрації важких металів у водному середовищі. Протягом 90-х років концентрація міді, цинку та свинцю збільшилися у 1,5-3 рази у порівнянні з початком 80-х років [26].

Значний вплив на якість води у водосховищах Дніпра мала аварія на Чорнобильській АЕС. При проведенні заходів щодо ліквідації її наслідків наряду з іншими речовинами було застосовано скидання у розплавлений реактор тисячі тон свинцю. Внаслідок цього у воді Київського водосховища у травні 1986 р. вміст свинцю досягав 90 мкг/л, у той час як у 1985 р. його вміст не перевищував 10 мг/л [19].

Основними джерелами забруднення води Кременчуцького водосховища є побутові та промислові стічні води м. Канева, м. Золотоноши, м. Черкаси. Так, протягом року Черкаський водоканал скидає 51,1 млн. м3 стічних вод, причому понад 50% - без відповідної очистки. Завдяки цьому з ними до водосховища щодоби надходить 1,2-2,0 т органічних речовин, 14-15 кг важких металів [6].

Серед водосховищ дніпровського каскаду найбільш забрудненими важкими металами є Запорізьке та Каховське водосховища. Так у воді Каховського водосховища концентрація міді досягає 220 мкг/л, цинку - 170 мкг/л, марганцю - 180 мг/л, свинцю - 145 мкг/л, хрому - 160 мкг/л. Звертає увагу перевищення рибогосподарських нормативів для води за вмістом міді у 9-150 разів, цинку - у 1,5-2,0 рази, свинцю - у 1,5 рази. Таким водосховища Дніпра, зокрема Кременчуцьке водосховище, знаходяться під сильним антропогенним пресом, їх екосистеми є забрудненими важкими металами, що може становити небезпеку для гідробіонтів та для людини.

1.2 Форми міграції важких металів у природних водах, їх доступність та токсичність для гідробіонтів

На відміну від багатьох забруднюючих речовин, особливо органічних, важкі метали в залежності від багатьох факторів можуть знаходитися у природних водах у вигляді частинок різного ступеню дисперсності (зависів, колоїдів, гідроксокомплексів, низько - та високомолекулярних сполук з органічними та неорганічними лігандами) [18].

Форми міграції важких металів у природних водах значною мірою визначають біологічну активність та, відповідно, ступень токсичності цих хімічних елементів, яка залежить не лише від їх концентрації у воді, а й від форми їх находження. Співвідношення цих форм визначається фізико-хімічними та біологічними параметрами водного середовища: температурою, жорсткістю, лужністю, наявністю біогенних та органічних речовин тощо. Важко виокремити визначальні фактори, оскільки у певних водних обєктах та за відповідних умов кожний з них може бути домінуючим.

Можна виділити дві основні форми існування важких металів - завішена та розчинна. Серед процесів, які контролюють співвідношення цих форм, найбільше значення мають гідроліз та комплексоутворення. Природні води містять набір різноманітних неорганічних та органічних речовин, які утворюють з іонами металів різноманітні комплекси. Серед потенційних комплексоутворювачів. Виділяють гумусові кислоти, пептиди, амінокислоти, поліфеноли та деякі неорганічні речовини [38].

На даний час встановлено, що незакомплексовані іони металів ("вільні іони") характеризуються найбільш враженим ступенем токсичності для водних організмів. Звязування та абсорбційні процеси грають суттєву роль у детоксикації важких металів [32].

Одним з факторів, що впливають на токсичність хімічних елементів модна назвати рН середовища, бо лужність визначає стан важких металів у гідросфері, що впливає на їх біологічну активність. Так, наприклад, при рН6,5 свинець повністю осаджується при рН 5,5 - утворює розчинені комплекси з гуміновими кислотами. Нікель утворює стабільні комплекси з органічними лігандами при рН 7,0-7,5. При рН 8 цинк гідролізується, утворюючи стабільні сполуки Zn (OH) 2, а при рН 6,7 - сорбується завішеними частинками. З підвищенням рН збільшується сорбція кадмію донними відкладами, при зниженні рН значна частка кадмію переходить до розчину [18].

Таким чином, можна вважати, що при підвищенні рівня рН утворюються різноманітні комплекси, що призводить до детоксикації хімічних елементів. Це повязано з недоступністю їх для гідро біонтів, бо вони не здатні проникати всередину організму через покриви та залозистий епітелій зябер. До організму гідробіонтів може проникати лише певна частина металів, що знаходяться у воді. Найбільш доступними для тварин є незвязані у комплекси іони важких металів, а також комплексні сполуки з молекулярною масою порядка кількох тисяч а. е. м., у той час як їх високомолекулярні сполуки є біологічно неактивними. Відповідно, в окремих випадках навіть за високих концентрації важких металів у воді, але наявних у закомплексованому стані, їх токсична дія на організм риб може не проявляться. У той же час, незвязані у комплекси акваіони, які знаходяться у воді у невисоких концентраціях, можуть безперешкодно проникати до організму, викликаючи токсичний ефект [9].

Таким чином, ефективність біологічної дії важких металів значною мірою залежить від активної реакції середовища, температури та інших факторів, які визначають та змінюють фізико-хімічні та біологічні властивості елементів. Визначальним фактором токсичності та біодоступності важких металів є не їх абсолютна концентрація у воді, а їх форма міграції, від якої залежить доступність хімічних елементів для гідро біонтів [18].

1.3 Вплив важких металів на гідробіонтів

Важкі метали отруйні для всього живого, однак у біологічних дозах вони є входять до складу життєво необхідних речовин. Відома їх надзвичайно важлива роль у процесах клітинного дихання, механізмах регуляції білкового, ліпідного та вуглеводного обмінів, а також у забезпеченні енергетичних процесів. В основі механізмів фізіологічної дії біметалів лежить їх властивості взаємодії з білками та виступати як каталізатори ферментних систем синтезу та розпаду органічних речовин. Серед відомих на даний час 660 ферментів, понад 200 функціонують за безпосередньої участі мікроелементів. У забезпечені пластичного та енергетичного обмінів бере участь близько 20 металів. Про важливість мікроелементів у механізмах регуляції обміну речовин свідчить той факт, що наявність в організмі оптимальної кількості біоелементів викликає значну активізацію відповідних ферментних систем. У той же час як відсутність у структурі ферменту метала супроводжується повною втратою його активності. Один метал, наприклад цинк, може брати участь у активізації десятків ферментів. Гормональний метаболізм, імунна реакція, стабілізація рибосом також супроводжується участю цинку. Марганець не лише входить до складу деяких ферментів, але й проявляє специфічний вплив на їх активність. Кобальт проявляє свою біологічну активність входячи до складу вітаміну В12. Мідь є необхідним елементом для нормального функціонування клітин, бере участь у біохімічних процесах, окисно-відновлювальних реакціях [11, 25].

Дефіцит біометалів може призводити до значного порушення метаболітичних процесів, розвитку патологічних відхилень від норми. Надлишок будь-якого з металів викликає серйозні відхилення у нормальному функціонуванні та життєдіяльності організму.

Збільшення концентрації важких металів у навколишньому середовищі призводить до їх накопичення у різних органах і тканинах гідро біонтів. Причому деякі токсичні речовини здатні передаватися у зростаючих кількостях по трофічних ланцюгах навіть до людини.

В організмі гідробіонтів за умов збільшення вмісту металів відбувається ряд фізіологічних змін. Так, наприклад, може інтенсифікуватися синтез специфічного протеїну - металотіонеїну, який звязує надлишок металів у організмі та виводить їх з активного метаболізму. Це зумовлює стійкість гідробіонтів до забруднення середовища та накопичення високого вмісту металів у тканинах без порушення гомеостазу [25].

Значне збільшення вмісту важких металів у воді призводить до численних біохімічних, фізіологічних та морфологічних змін в організмі. Оскільки нормальна життєдіяльність риб визначається узгодженою роботою всіх функціональних систем та біохімічних процесів в їх основі, то відхилення від норми в одній з них, викликане токсикантом, може призводити до порушення життєдіяльності цілого організму. Це призводить до зниження видового різноманіття водних екосистем, в яких домінуючими стають види, які характеризуються стійкістю до дії важких металів, що є причиною змін структури популяцій та екосистеми в цілому [1, 35].

Токсична дія підвищеної концентрації важких металів у довкіллі проявляється у першу чергу на стані зябер та шкірних покривів риби. Відбувається зниження дифузної здатності та руйнування респіраторного епітелію зябер, кровотечі, зміни з боку пігментних клітин - хроматофорів, структурні зміни епідермального шару зябер. Шкіра та зябра вкриваються слизом, що перешкоджає нормальному газообміну. В результаті цих змін в організмі риб відбувається нестача кисню та накопичення вуглекислоти [12, 15]. Збільшення вмісту металів в організмі призводить до пригнічення синтезу ферментів та протеїнів, до зменшення розміру еритроцитів, зниженню рН крові, відмиранню рецепторних клітин бічної лінії, погіршенню роботи інших органів чуття, порушенню функціонування нирок та репродуктивної функції тощо [37].

Внаслідок зазначених причин, підвищення вмісту важких металів призводить до зниження виживання, темпів росту, плодючості, і в кінці кінців, викликає загибель організму. Змінюється вік дозрівання самиць, збільшується ступінь асинхронності дозрівання ооцитів. У самців відмічено зменшення кількості сперматогоніїв та сперматоцитів, порушується сам хід сперматогенезу. Значні аномалії при підвищеному вмісті отрутохімікатів у навколишньому середовищі виявляються у період ембріонального та раннього постембріонального розвитку кісткових риб [15, 36].

За останні 10 років зареєстровано понад 200 випадків масової загибелі риби у водоймах України, де загинуло понад 160 тис. тон риби. Як наслідок хронічного забруднення водойм України є збіднення їх іхтіофауни, зниження уловів та зменшення питомої частки особливо цінних видів [21].

Таким чином, можна відмітити, що у водоймах, які знаходяться під сильним антропогенним пресом, відбуваються серйозні зміни у щільності, різноманітності, групової структури видового складу іхтіофауни. Певні види вже зникли, чисельність інших катастрофічно знижується. У екосистемах водосховищ починають переважати види, які мають низьку господарську цінність.

1.4 Шляхи надходження та особливості тканинного розподілу важких металів в організмі риб

Відомо, що гідробіонти здатні накопичувати важкі метали двома основними шляхами - з оточуючого середовища та з їжі. Але, незважаючи на численні публікації, на даний час не існує єдиної думки, стосовно основного шляху надходження токсикантів з довкілля. Так, наприклад, Dallinger [35] вважає, що суттєва частина важких металів надходить до організму риб з їжею. Іншими дослідниками [22] встановлено, що в основному токсичні речовини до організму гідробіонтів проникають осмотично через зябра та шкіру. У будь якому випадку, в органах і тканинах риб відбувається накопичення важких металів, вміст яких багатократно перевищує їх вміст у навколишній воді.

Важкі метали, після проникнення до організму, розподіляються неоднорідно [24, 28], проте, такий розподіл характеризується певними загальними закономірностями, які повязані як з фізико-хімічними властивостями самих металів, так і з фізіолого-біохімічною специфікою самих тканин та органів риб. Значне накопичення металів є характерним у першу чергу для покривних тканин, що повязано з їх безпосереднім контактом з хімічними елементами, які знаходяться у водному середовищі. Крім того, інтенсивне накопичення важких металів відбувається у тканинах та органах, які характеризуються активним метаболізмом (печінка, нирки статеві залози).

На поверхні тіла риби (на межі між навколишнім середовищем та організмом) відбувається фізико-хімічна сорбція, можливо, за участю мікроорганізмів [3]. Найбільшим концентратором хімічних елементів є слиз на поверхні тіла. За здатністю концентрувати важкі метали зовнішні органи та тканини можна розташувати у наступному порядку: слиз>луска, шкіра>зябра [29].

Після надходження мікроелементів до внутрішніх тканин риби відбувається їх перерозподіл. Особливо інтенсивно накопичуються в організмі мікро- та мікроелементи, що необхідні для життєдіяльності, які беруть активну участь при проходженні фізіолого-біохімічних процесів (дихання, кровотворення, виділення тощо). У таких процесах деякі метали є необхідними компонентами складних білкових молекул - перш за все ферментів, дихальних пігментів, вітамінів. Відповідно, ці хімічні елементи у першу чергу акумулюються у більш активних у функціональному відношенні органах і тканинах. Високі концентрації металів у скелеті повязані з високим вмістом мінеральних компонентів у опорних структурах гідробіонтів. Значний вміст важких металів фіксується у монадах, особливо у переднерестовий період. Це пояснюється необхідністю даних хімічних елементів для нормального дозрівання статевих продуктів і подальшого ембріогенезу. Печінка є функціональним депо міді, тому вміст цього елементу у даному органі у 25-30 разів вище, ніж у мязах. Багато міді міститься у органах кровотворення риб (селезінка), що повязують участь цього елементу у процесі гемопоезу [17, 25].

Хоча у літературі доволі широко розглянуто тканинну закономірність накопичення та розподілу металів, це питання залишається вивченим не повністю. Що стосується гідробіонтів, які мешкають у водоймах дніпровського каскаду водосховищ, то дослідження у цій області розпочалися відносно нещодавно і переважно присвячені великим промисловим рибам та молюскам [20].

Інтенсивність накопичення важких металів в організмі риби значною мірою визначається видовими особливостями. Різні види риб, що мешкають у одній водоймі, суттєво відрізняються рівнями накопичення важких металів.

Для багатьох металів є характерним явище біологічного накопичення (біомагніфікації), що проявляється утому, що вони надходять до трофічного ланцюгу на відносно низькому трофічному рівні у незначній кількості. Однак, по мірі переходу до наступного трофічного рівня рівень вмісту важких металів в організмі тварин поступово зростає [14]. Таким чином відбувається сумація накопичення токсикантів в організмі риб від води, донних відкладів та корму [34].

Відповідно традиційній теорії біоконцентрування, вміст важких металів в організмі риб тим вищий чим вище їх трофічний рівень. Однак, така картина є підтвердженою лише для накопичення цинку. Концентрація цього елементу в організмі хижих риб є вищою, ніж його вміст у бентофагах та фільтраторах [33]. Відсутність подібного явища у випадку накопичення кадмію, міді, свинцю повязують з тим, що процес накопичення металів залежить не лише від трофічного рівня риби, але й від типу та спектру живлення, маси тіла, особливостей фізіології та асоційованості з субстратом. Так, було показано концентрування кадмію в оранізмі фільтраторів, а цинку, міді та свинцю - у бентофагів [39].

Лящ, як бентофаг, більше підпадає під дію підвищеного вмісту важких металів через те, що він трофічно та топічно пов'язаний з донними відкладами. В результаті, найбільші рівні накопичення мікроелементів спостерігаються у риб, що живляться донними організмами - плітка, ряпушка, йорж; найменшиі вміст характерний для хижаків-іхтіофагів - судака, щуки [7]. Таким чином, у трофічному ланцюзі безпосередньо відбувається процес зменшення вмісту одних хімічним елементів та одночасне накопичення інших [5, 9]. Чи виконується правило трофічної піраміди відносно накопичення важких металів у бентофагах та хижаках дніпровських водосховищ недостатньо відомо, що визначило одне з завдань наших досліджень.

1.6 Сезонна динаміка накопичення важких металів в організмі риб

Аналіз наукової літератури показав, що сезонна динаміка накопичення важких металів в організмі риб висвітлена недостатньо. Крім кількох коротких повідомлень [4, 27] практично відсутні роботи щодо накопичення важких металів прісноводними рибами в різні період и року. Стверджується, що в організмі риб прослідковується сезонна динаміка вмісту важких металів. Це пояснюється непостійністю їх фізіологічного стану та біологічних циклів, а також інтенсивністю живлення та характером кормової бази. У період нересту гонади активно накопичують залізо, цинк, марганець, мідь, що повязано з присутністю у цьому органі високоактивних металоорганічних комплексів, що містять ці елементи і необхідні для нормального дозрівання статевих продуктів. У післянерестовий період у тканинах і органах риб спостерігається перерозподіл металів. Кількість хімічних елементів у гонадах знижується.

Як було вказано вище, токсичні елементи накопичуються в організмі гідробіонтів безпосередньо з навколишнього водного середовища. Концентрація важких металів у водному середовищі також піддається чітким сезонним коливанням, що відповідно відображається на їх накопиченні у органах і тканинах гідробіонтів. Найвищій вміст заліза у воді Кременчуцького водосховища (до 60 мкг/л) спостерігається у період передвесняної повені, а восени його вміст знижується до 8 мкг/л. Концентрація міді весною складає 5-7 мкг/л, а восени - 1-4 мкг/л. Динаміка вмісту марганцю характеризується наявністю двох піків: у квітні - 10-16 мкг/л, та в липні - 17-22 мкг/л [2].

Відповідно були відмічені сезонні зміни у кількості заліза у зябрових пелюстках плітки: весною його вміст був підвищеним, а восени знижувався у 2-3 рази. Саме сезонними коливаннями концентрації заліза у воді можна пояснити такі коливання, оскільки зябра відіграють визначальну роль у обміні заліза між організмом риби та навколишнім середовищем [4].

Виходячи з вище викладеного матеріалу можна зробити висновок, що хоча у науковій літературі широко висвітлено питання закономірності розподілу та накопичення важких металів в організмі риб, проблема вивчена не в повній мірі. Більш того, що всі дослідження переважно проводилися у лабораторних умовах або в умовах інших водойм. Досліджені види риб є важливими промисловими обєктами, забруднення яких важкими металами може становити небезпеку для людини.

Розділ 2

2.1 Матеріал та методи дослідження

Матеріалом дослідження слугували наступні види риб: лящ (Abramis brama L.), плітка (Rutilus rutilus L.) та щука (Esox lucius L.), виловлені у післянерестовий період з 10.06.2012 р. по 30.06.2012 р. Для відлову використовували аматорські засоби лову риби: донні фідерні вудки з гачками та годівницями, спінінгові знаряддя з вобл ерами або блеснами. Загальна кількість проаналізованих риб становила: лящ - 15 екз.; плітка - 21 екземпляр; щука - 8 екз.

Кожний екземпляр риби зважували з точність до 0,1 г, визначали основні іхтіологічні проміри пластичних ознак згідно стандартної методики (Правдин, 1966). Середня маса проаналізованих екземплярів складала: лящ - 264 г (185-350 г); плітка - 98 г (75-128 г); щука - 425 г (330-620 г). З кожної особини відбирали зразки мязової тканини, печінку та зябра. Зразки тканини зважували, розміщували у скляні стакани та висушували при температурі 95 оС протягом однієї доби до постійної повітряно-сухої маси. Висушені зразки зважували з точність 0,001 г та заливали 5 мл 56% азотної кислоти (Укрреахим, "хч"). Через 2-3 доби зразки з кислотою нагрівали на піщані бані з поступовим додаванням по краплям 35% перекису водню (Укрреахим, "фарм"). Після розчинення зразків нагрів продовжували до просвітління розчину, який потім охолоджували та розводили дистильованою водою до 10 мл.

Визначення концентрації важких металів проводили на базі Лабораторії фізико-хімічних методів досліджень кафедри біохімії ННЦ "Інститут біології" за допомогою атомно-адсорбційного спектрофотометру С115-М1 (SELMI, Україна). Аналіз здійснювали шляхом безпосереднього введення рідкої проби у полумя ацетилен-повітря. Для компенсації неселективного поглинання полумя використовували дейтерієвий коректор фону [10, 23]. Реєстрацію аналітичних показників проводили за допомогою компютерно-аналітичного комплексу КАС-101. Було визначено концентрацію 9-ти важких металів: Cu, Cd, Zn, Ni, Co, Fe, Mn, Cr, Pb. Вміст металів у зразках розраховували у мг/кг маси сирої (живої) речовини.

3. Результати та їх обговорення

3.1 Вміст важких металів у органах і тканинах риб верхів я Кременчуцького водосховища

Лящ. За вмістом в органах та тканинах ляща важкі метали можна розташувати в наступному порядку (табл.3.1): луска: цинк > стронцій > марганець > свинець > нікель > кобальт > кадмій > хром >мідь; шкіра: цинк > свинець > марганець > нікель >мідь > кобальт > кадмій > стронцій > хром; зябра: цинк > свинець > стронцій > марганець > нікель >мідь > кобальт > кадмій > хром; плавці: цинк > марганець > свинець > нікель > кобальт > мідь > стронцій > кадмій > хром; м'язи: цинк > свинець > нікель > марганець > кобальт > мідь > хром > кадмій > стронцій; печінка: цинк > свинець > нікель > марганець > кобальт > стронцій > хром; нирки: цинк > нікель > свинець > кобальт > кадмій > марганець > хром > стронцій > мідь; селезінка: цинк > нікель > свинець > хром > кадмій > кобальт > стронцій; кишечник: цинк > нікель > мідь > марганець > свинець > кобальт > кадмій > хром > стронцій; гонади: > цинк > марганець >мідь > нікель > кобальт > хром > свинець > кадмій; Найбільші концентрації металів зафіксовані: міді - в селезінці, гонадах; цинку - в гонадах, плавцях, лусці; свинцю - в лусці; кадмію - в нирках, лусці; кобальту - в лусці, плавцях; нікелю - в лусці, зябрах, шкірі; марганцю - в лусці, гонадах; хрому та стронцію - в плавцях, лусці.

Плітка. Вміст важких металів в органах і тканинах плітки можна уявить у вигляді наступних рядів (табл.3.2): плавці: цинк > марганець > нікель >мідь > кобальт > стронцій > кадмій > хром; зябра: цинк > марганець > свинець > нікель > мідь > кобальт > стронцій > кадмій > хром; луска: цинк > свинець > марганець > нікель > мідь > кобальт > кадмій > стронцій > хром;

Таблиця 3.1.

Середній вміст важких металів в органах і тканинах ляща (мг/кг маси сирої речовини)

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці1,10,15,51,54,40,240,49,613,00,436,113,08,61,60,30,0Зябра0,50,23,51,04,70,221,90,84,01,614,42,613,56,50,20,0Луска1,51,47,50,14,50,838,04,64,01,614,42,613,56,50,20,0Шкіра0,60,22,51,34,81,234,412,910,02,77,53,16,73,70,50,3М'язи5,40,11,90,55,20,339,221,05,10,91,30,612,35,70,20,0Кишечник0,50,16,15,40,618,60,93,52,50,28,110,00,20,0Гонади0,30,20,40,26,31,642,76,70,80,39,00,65,20,20,20,0Селезінка0,30,11,20,47,92,717,22,53,20,91,40,22,31,20,10,0Нирки1,90,31,30,35,02,126,16,23,62,82,61,04,31,10,20,0

Таблиця 3.2.

Середній вміст важких металів в органах і тканинах плітки (мг/кг маси сирої речовини)

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці0,90,24,10,84,60,554,410,013,31,916,03,27,60,80,40,0Зябра0,50,12,80,44,10,449,68,96,51,17,61,35,01,20,30,1Луска1,40,25,21,15,30,736,96,913,93,28,94,86,81,90,40,1Шкіра0,40,21,30,94,00,340,910,50,41,90,92,01,30,20,1М'язи0,70,21,90,54,60,519,42,23,60,91,80,23,60,90,20,0Кишечник0,50,21,51,17,00,868,229,82,81,63,11,63,10,80,10,0Гонади0,60,01,90,26,10,946,64,95,60,36,31,23,60,70,30,1Печінка0,90,11,40,314,31,035,74,44,62,12,70,42,70,90,30,1Селезінка0,60,21,70,44,10,723,14,41,40,91,50,72,30,70,20,0Нирки3,11,83,50,76,22,681,014,09,31,020,610,38,14,90,50,1

Таблиця 3.3.

Середній вміст важких металів в органах і тканинах щуки (мг/кг маси сирої речовини)

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці0,70,23,40,72,30,653,87,47,42,218,42,45,80,50,90,3Зябра0,80,31,80,251,75,53,60,43,90,51,00,2Луска0,80,43,91,12,10,219,514,89,83,517,76,14,32,01,21,0Шкіра0,40,12,10,43,70,256,49,64,41,73,22,33,81,10,30,2Печінка0,20,10,80,45,51,240,47,62,30,51,00,31,70,60,30,1Кишечник0,80,32,61,64,50,277,715,815,012,43,91,64,21,70,60,3Гонади0,30,11,30,23,30,231,28,32,11,12,70,83,62,32,10,9Селезінка0,70,11,70,33,90,5104,650,71,51,01,60,83,31,70,30,2Нирки0,40,31,40,34,02,049,612,04,41,22,81,63,01,10,30,0

шкіра: цинк > мідь > нікель > марганець > кобальт > свинець > кадмій > хром > стронцій; м'язи: цинк > мідь > свинець > нікель > кобальт > марганець > кадмій > хром > стронцій; печінка: цинк > мідь > свинець > марганець > нікель > кобальт > кадмій > хром > стронцій; кишечник: цинк > марганець > нікель > свинець > кобальт > кадмій > хром > стронцій; гонади: цинк > марганець >мідь > свинець > нікель > кобальт > кадмій > хром > стронцій; селезінка: цинк > мідь > нікель > кобальт > марганець > свинець > кадмій > хром > стронцій; нирки: цинк > марганець > свинець > нікель > мідь > кобальт > кадмій > стронцій > хром; Найбільші концентрації металів зафіксовані: кадмію - в нирках, лусці плавцях; кобальту - в лусці, плавцях; свинцю - в плавцях; нікелю - в лусці, нирках; цинку - в нирках, плавцях; хрому - в плавцях, лусці, нирках; стронцію - в плавцях, лусці; міді - в печінці; марганцю - в нирках, плавцях.

Щука. За вмістом металів в органах і тканинах щуки можна побудувати наступний ряд (табл.3.3): плавці - цинк > марганець > свинець > нікель > кобальт > стронцій > мідь > хром > кадмій; зябра - цинк > нікель > свинець > стронцій > кобальт > хром > кадмій; шкіра - цинк > свинець > нікель > мідь > марганець > кобальт > стронцій > кадмій > хром; луска - цинк > марганець > свинець > нікель > кобальт > мідь > хром > стронцій > кадмій; печінка - цинк > мідь > свинець > нікель > марганець > кобальт > хром > кадмій > стронцій; кишечник - цинк > свинець > мідь > нікель > марганець > кобальт > кадмій > хром > стронцій; гонади - цинк > > нікель > мідь > марганець > свинець > хром > кобальт > кадмій > стронцій; селезінка - цинк > мідь > нікель > кобальт > свинець > марганець > кадмій > хром > стронцій; нирки - цинк > свинець > мідь > нікель > марганець > кобальт > кадмій > хром > стронцій; Найбільші концентрації металів зафіксовані: марганцю - в плавцях; міді - в печінці; кадмію - в селезінці, плавцях, лусці, зябрах; цинку - в кишечнику, селезінці; стронцію - в плавцях, зябрах; хрому - в гонадах, лусці; свинцю - в кишечнику, лусці; нікелю - в плавцях.

https://bibliofond.ru/view.aspx?id=585047

Аналізуючи отримані результати можна помітити, що кобальт в основному накопичується в поверхневих тканинах і тканинах безпосередньо контактуючих з оточуючим середовищем - зябрових кришках, плавцях, зябрах, лусці, а також в хребті, нирках і селезінці. Цілком вірогідно, що у риб в обміні кобальтом між середовищем та організмом певну роль відіграють зяброві кришки, зябра, плавці і луска. Крім того кобальт активізує кісткову і кишкову фосфатазу [3] що і пояснює його високий вміст в кишечнику та хребті. Кобальт, також бере участь в кровотворенні, це визначає його значну концентрацію в нирках і селезінці.

Аналізуючи вміст марганцю в різних органах, звертає на себе увагу його концентрація в зябрових кришках, плавцях, лусці, гонадах і мозку. В печінці його вміст невелика, хоч у роботі [4] вказується про його акумуляцію в цьому органі. Високу концентрацію марганцю в поверхневих тканинах підтверджують данні А.С. Патіна [28], який вказував на то, що метали групи марганцю діють на гідробіонтів переважно через поверхню тіла.

Аналізуючи вміст цинку в різних органах можна відмітити, що найбільші його концентрації характерні для наступних тканей: нирки, кишечник, плавці, зяброві кришки, зябра, шкіра. Звертає увагу переважна концентрація цинку в статевих органах, що підтверджує його загально біологічну роль в процесах розмноження і зумовлює його акумуляцію в гонадах.

Мідь головним чином накопичувалась в печінці, яка є основним депо цього металу.

Найбільша кількість стронцію виявлена в кісткових тканинах (зябрових кришках, хребті, лусці), що пояснюється його високою роллю в процесах осифікації. Стронцій є антагоністом кальцію.

Хром в значних кількостях накопичується в нирках і селезінці, що підтверджує його участь в кровотворенні.

Свинець і нікель концентрувались в покривних тканинах - плавцях, лусці, зябрових кришках. Крім того нікель накопичувався в нирках і селезінці, що говорить о його активної участі в процесах кровотворення. Розподіл мікроелементів в організмі риб визначається їх фізіологічною роллю у виконанні різних функцій, що спостерігається лише тоді, коли рівень накопичення їх в органах і тканинах не перевищує біотичних концентрацій. Як що цей показник завищений, то дана закономірність порушується. В цьому випадку високій вміст металів спостерігається в органах, які приймають участь в виведені токсичних елементів з організму. Дослідження показали, що такими органами є кишечник, нирки, зябра, тобто виведення відбувається через органи травлення, виділення і дихання.

Таким чином можна зробити висновок, що важкі метали в організмі риб розподіляються згідно певним закономірностям. По перше, хімічні елементи в значних кількостях накопичуються в тканинах, контактуючих з навколишнім середовищем: плавцях, зябер них кришках, лусці. Цей факт свідчить про те, що метали в значної мірі потрапляють в організм безпосередньо з водного середовища. По друге, хімічні елементи накопичуються в органах з більш активною функціональною діяльністю, де вони беруть участь в здійсненні різних фізіологічних функцій (печінка, гонади, селезінка, нирки). По третє, при перевищені рівня накопичення важких металів їх біотичних концентрацій токсичні речовини переважно містяться в органах, що беруть участь у виведенні металів з організму: нирки, кишечник, зябра.

3.2 Видові особливості розподілу важких металів в організмі риб в умовах Кременчуцького водосховища

Встановлені особливості тканинного накопичення важких металів у трьох видів риб: ляща, плітки, щуки. Оскільки щука є чистим іхтіофагом, а також видом, що замикає харчовий ланцюг накопичення хімічних елементів в організми, вона, як правило акумулює значну їх кількість в органах і тканинах. Однак, як показали наші дослідження, загальний вміст важких металів в органах і тканинах щуки був нищій за такий, ніж у риб бентофагів (плітки та лящу). Так, наприклад вміст кадмію в гонадах, нирках, печінці, лусці; кобальту - у нирках, гонадах, хребті; міді - у печінці, монадах, кишечнику, хребті; свинцю - в печінці, гонадах, хребті; марганцю - в шкірі, нирках, печінці; нікелю - у поверхневих тканинах, нирках був значно нижче рівнів накопичення цих металів в тканинах плітки та ляща. Крім того, відмічено високий вміст кобальту, міді, цинку, свинцю, марганцю, нікелю, хрому у головному мозку щуки. Причина цього незрозуміла, адже у мозку знаходиться гематоенцефалітичний барєр, який перешкоджає проникненню до головного мозку сторонніх речовин. Кишечник щуки також накопичує значну кількість металів, що, ймовірно, повязано з переважним надходженням хімічних речовин з їжі, Крім того відмічено вибіркове накопичення щукою хрому і цинку, мінімальне - міді.

Отже, можна відмітити, що в харчовому ланцюгу відбувається процес зменшення одних елементів та накопичення інших. Відмінності у накопиченні металів в організмі клітки, ляща та щуки свідчить про те, що акумуляція хімічних елементів відбувається не тільки з водного середовища, але й через кормові обєкти.

Лящ та плотва живляться молюсками, які є основними біоконцентраторами металів і накопичують токсичні речовини в кількості, що в сотні та тисячі раз перевищує їх концентрацію у воді. Це, безперечно, й обумовлює високий вміст хімічних елементів в бентофагах. Щука переважно живиться молоддю риб, які ще не встигли накопичити токсичні речовини в значних кількостях, рівень вмісту в них важких металів нижче ніж у кормових обєктах бентофагів.

Отже, можна зробити висновок, що накопичення важких металів в організмі риб значною мірою визначається видовими особливостями, при чому накопичення залежить не тільки від трофічного рівня, але й від спектру живлення. Види-бентофаги накопичують токсичні речовини в більшому ступені ніж хижаки. Це пояснюється тим, що бентосні організми, які слугують кормом для плітки та ляща, значно більш забрудненні металами, ніж кормові обєкти щуки.

3.3 Сезонна динаміка накопичення важких металів в органах і тканинах риб

Встановлені сезонні зміни вмісту мікроелементів в організмі досліджуваних видів риб. Вміст металів в органах і тканинах плітки, ляща, щуки в залежності від пори року варіювали в широких межах (табл.3.4 - 3.8.). Так, наприклад, в гонадах ляща, плітки весною міститься найбільша кількість кадмію, кобальту, заліза, стронцію ніж восени, а у таких металів, як свинець, марганець, нікель відмічається зворотня залежність. Восени збільшується вміст всіх металів в мязової тканині хижака і риб-бентофагів. В поверхневих тканинах, тканинах безпосередньо контактуючих з навколишнім середовищем відмічено збільшення кількості заліза, свинцю, нікелю, марганцю, хрому, цинку восени. Вміст кадмію, кобальту, міді, навпаки зменшувалась. В печінці восени відбувалась значна концентрація міді, цинку, заліза у всіх видів риб. Нирки восени відрізнялися значною кількістю накопичення кадмію, цинку, марганцю, заліза, свинцю, нікелю. Вміст кобальту, міді і стронцію на весні у всіх органах вищий. Хребет риб на весні містив значну кількість практично всіх металів. Селезінка щуки і плітки навесні накопичувала більше кобальту, міді, стронцію, нікелю ніж восени. Восени в селезінці збільшувався вміст цинку і свинцю у щуки, міді, марганцю і хрому у ляща. Головний мозок плітки і ляща восени акумулює мідь, свинець, марганець, а щуки - всіх досліджуваних металів.

Таблиця 3.4.

Вміст важких металів в органах і тканинах плітки, квітень 2011 р.

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці1,30,24,90,78,81,852,33,511,81,310,51,05,10,50,40,1Зябра0,70,23,10,32,50,430,61,73,81,13,30,41,70,50,20,1Луска0,90,34,80,83,11,134,72,411,01,27,41,16,72,80,30,1Шкіра0,50,35,11,311,81,231,23,46,81,71,10,42,81,00,10,1М'язи0,60,12,40,51,60,97,90,73,10,80,90,24,81,70,20,1Печінка0,60,41,10,54,30,928,313,64,41,03,21,22,20,50,20,0Кишечник0,30,11,30,31,70,268,86,53,80,61,90,71,10,40,30,2Гонади0,40,12,70,28,22,931,45,64,51,51,10,32,50,70,20,1Селезінка1,00,81,80,417,20,160,011,73,82,12,70,32,30,70,20,1Нирки0,70,21,80,22,10,960,511,02,50,81,60,45,51,90,20,1

Таблиця 3.5.

Вміст важких металів в органах і тканинах плітки, червень 2011 р.

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці1,10,35,90,22,50,764,49,412,90,731,72,69,70,9Зябра0,70,34,40,70,70,067,65,93,90,48,42,75,81,30,13Луска0,80,45,50,32,60,637,93,417,01,226,73,06,31,20,20,0Шкіра0,40,01,50,11,30,439,46,13,40,12,20,61,21,10,20,0М'язиПечінка0,02,913,637,83,22,13,2--Кишечник0,40,01,11,14,30,752,731,23,50,22,40,33,30,00,30,1Гонади0,00,81,536,02,43,75,2--Селезінка0,11,41,213,42,20,31,90,2Нирки0,02,02,368,43,23,68,2--

Таблиця 3.6.

Вміст важких металів в органах і тканинах плітки, жовтень 2011 р.

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці0,90,24,10,84,60,554,410,013,31,916,03,27,60,80,40,0Зябра0,50,12,80,44,10,449,68,96,51,17,61,35,01,20,30,1Луска1,40,25,21,15,30,736,96,913,93,28,94,86,81,90,40,1Шкіра0,40,21,30,94,00,340,910,50,41,90,92,01,30,20,1М'язи0,70,21,90,54,60,519,42,23,60,91,80,23,60,90,20,0Кишечник0,50,21,51,17,00,868,229,82,81,63,11,63,10,80,10,0Гонади0,60,01,90,26,10,946,64,95,60,36,31,23,60,70,30,1Печінка0,90,11,40,314,31,035,74,44,62,12,70,42,70,90,30,1Селезінка0,60,21,70,44,10,723,14,41,40,91,50,72,30,70,20,0Нирки3,11,83,50,76,22,681,014,09,31,020,610,38,14,90,50,1

Таблиця 3.7.

Вміст важких металів в органах і тканинах щуки, квітень 2011 р.

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці1,10,33,41,13,90,671,41,09,01,711,63,64,00,20,20,0Зябра1,10,13,10,84,20,464,913,97,01,07,11,83,31,20,20,0Луска1,10,24,10,54,30,335,19,111,71,216,01,56,51,20,30,0Шкіра0,80,11,20,33,30,261,07,72,30,30,80,42,61,30,10,0М'язи0,70,41,40,30,50,219,35,53,00,70,90,34,31,1--Печінка0,20,11,70,71,30,713,02,92,51,21,41,02,00,90,10,1Кишечник0,42,94,446,64,74,96,10,1Гонади0,80,22,60,43,10,848,910,13,01,11,91,12,31,10,30,1Селезінка0,42,010,342,10,02,03,60,3Нирки0,70,32,10,55,81,551,711,60,90,41,20,40,50,20,1

Таблиця 3.8.

Вміст важких металів в органах і тканинах щуки, червень 2011 р.

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці0,40,64,10,43,00,667,83,19,81,417,71,66,71,40,20,1ЗябраЛуска0,90,34,80,63,40,758,53,510,61,215,53,15,41,40,20,1Шкіра0,40,11,90,51,30,359,05,32,70,51,40,43,91,20,10,1М'язи0,30,14,11,11,60,318,57,71,80,51,00,43,70,90,20,1Печінка0,40,12,40,76,62,122,61,02,00,61,10,33,20,90,20,1Кишечник0,00,01,20,32,60,675,63,42,30,71,80,22,50,40,10,0Гонади0,20,02,10,63,50,253,116,02,34,32,33,70,50,20,0Селезінка0,40,12,50,52,80,530,03,43,40,71,70,32,50,70,20,1Нирки0,40,11,70,21,80,563,75,62,60,31,10,24,41,20,30,1

Таблиця 3.9.

Вміст важких металів в органах і тканинах щуки, жовтень 2011 р.

Орган/тканинаCdCoCuZnPbMnNiCrSDSDSDSDSDSDSDSDПлавці0,70,23,40,72,30,653,87,47,42,218,42,45,80,50,90,3Зябра0,80,31,80,251,75,53,60,43,90,51,00,2Луска0,80,43,91,12,10,219,514,89,83,517,76,14,32,01,21,0Шкіра0,40,12,10,43,70,256,49,64,41,73,22,33,81,10,30,2Печінка0,20,10,80,45,51,240,47,62,30,51,00,31,70,60,30,1Кишечник0,80,32,61,64,50,277,715,815,012,43,91,64,21,70,60,3Гонади0,30,11,30,23,30,231,28,32,11,12,70,83,62,32,10,9Селезінка0,70,11,70,33,90,5104,650,71,51,01,60,83,31,70,30,2Нирки0,40,31,40,34,02,049,612,04,41,22,81,63,01,10,30,0

Отже, можемо відмітити, що кількість накопичення металів в залежності від пори року дуже варіюють. Це можна пояснити, в першу чергу, непостійністю їх фізіологічного стану. На весні, в період нересту гонади риб активно акумулюють цинк, кадмій, кобальт. Це повязано з тим, що всі біохімічні процеси, які відбуваються в організмі спрямовані на виконання функцій розмноження. В гонадах іде інтенсивна акумуляція металів, які необхідні для нормального розвитку статевих продуктів і є необхідними для подальшого ембріогенезу. В після нерестовий період відбувається перерозподіл мікроелементів. Кількість металів в гонадах риб знижується так як в цей час статеві продукти не потребують інтенсивного забезпечення хімічними елементами, необхідними для майбутнього потомства.

Як відомо, токсичні речовини проникають в організм риб і з водного середовища, тому різний вміст важких металів в тканинах весною та восени можна пояснити сезонними коливаннями концентрацій хімічних елементів у воді. Восени вміст важких металів в гідросфері дніпровських водосховищ збільшується, що відбувається за рахунок промислових та сільськогосподарських викидів, дощів і різноманітних процесів, які відбуваються всередині водойм (відмирання органіки, "цвітіння" і інші). В досліді відмічено, що в осінній період в плавцях, шкірі і лусці ляща, плітки, щуки збільшується вміст металів (кобальту, міді, цинку, свинцю, марганцю, нікелю).

Звертає увагу той факт, що восени м'язи і печінка інтенсивно накопичують хімічні елементи (мідь, цинк, кобальт, хром, марганець). Це повязано з підготовкою риб до зимівлі, коли вони активно акумулюють важки метали в накопичувальних депо (мязова тканина, печінка). Під час зимівлі гідробіонти використовують цей запас для забезпечення нормального протікання енергетичного та пластичного обмінів.

Таким чином, можна відмітити, що існують сезонні зміни в накопиченні важких металів. Це пояснюється непостійністю фізіологічних процесів, біологічних циклів, які відбуваються в організмі риб. Весною відбувається інтенсивне накопичення хімічних елементів) цинку, кадмію, кобальту) в монадах гідро біонтів, коли всі біохімічні і фізіологічні процеси спрямовані на здійснення відтворювальної функції. Восени активно акумулюються метали (мідь, цинк, кобальт, хром, марганець) в запасаючих депо - мязової тканині і печінці, де відбувається запас мікроелементів, необхідних для забезпечення нормального обміну речовин в процесі зимівлі. В осінній період збільшується вміст металів в тканинах безпосередньо контактуючих з навколишнім середовищем, що пояснюється збільшенням концентрації токсичних речовин в воді.

3.4 Санітарно-гігієнічна оцінка вмісту важких металів в організмі риб Кременчуцького водосховища

Аналіз отриманого цифрового матеріалу виявляє високий рівень накопичення досліджуваних металів в організмі гідробіонтів. Свідченням того є не тільки абсолютні величини рівня тканинного накопичення, але й співставленням їх з контролюючими показниками. Так, наприклад, порівняльний аналіз отриманих даних вказує на те, що вміст свинцю в мязової тканині ляща, який мешкає в Кременчугському водосховищі перевищував допустимі величини в 5 разів в плавцях, лусці, шкірі - в 10-15 разів, в нирках, селезінці, кишечнику та зябрах - в 3-4 рази. Також в тканинах ляща відмічено високий вміст нікелю, який перевищував допустимі величини в м'язах в 25 разів, в лусці - в 45 разів, в плавцях, зябрах - в 12-16 разів, в селезінці, нирках - в 3-4 рази. Концентрація інших досліджуваних металів в органах і тканинах ляща знаходилась на допустимому рівні.

Дані про акумуляцію токсичних речовин в мязової тканині викликають особливе зацікавлення, оскільки мязова тканина використовується як продукт харчування. Вміст кобальту, міді, цинку, нікелю, марганцю в м'язах плітки порівняльна невисокий, однак концентрація кадмію і свинцю перевищує цю величину в 3-4 рази. Вміст свинцю в лусці, плавцях, монадах, нирках, селезінці перевищував допустимі величини в 8-16 разів. Рівні акумуляції нікелю перевищували ГДК в плавцях, зябрах, лусці, кишечнику, селезінці, нирках в 6-16 разів. У деяких тканинах плітки (лусці, плавцях) відмічено високий вміст кадмію, який перевищує ГДК в 4-6 разів.

Високий рівень накопичення металів виявлено в деяких органах щуки. Так, наприклад, вміст свинцю в плавцях, лусці перевищував допустимі концентрації в 7-10 разів, в кишечнику - в 15-19 разів, в нирках, зябрах і шкірі - в 3-4 рази. Вміст цинку знаходився на рівні гранично допустимих значень, тільки в нирках перевищував в 7-8 разів.

Гранично допустимі концентрації важких металів у продовольчій сировині і харчових продуктах [31]

МеталРиба свіжа та морожена прісноводнаХижаМирнаМолюскиПродукти на рибній основіСвинець1,01,010,00,5Кадмій0,20,22,00,1Мідь10,010,030,010,0Цинк40,040,0200,030,0

В тканинах ляща, плітки відмічено перевищення гранично допустимих рівнів за наступними металами: нікель - плавці, луска в 10-12 разів, м'язи, гонади, шкіра в 2-4 рази; свинець - плавці, луска в 9-12 разів, м'язи, нирки, гонади, печінка в 2-4 рази; кадмій - плавці, луска в 4-6 разів, м'язи, печінка, нирки в 3-4 рази.

Отже, на підставі виконаного аналізу можна сказати наступне: в результаті збільшення концентрації важких металів в воді гідробіонти відрізняються значними величинами їх акумуляції в органах і тканинах. Особливо це стосується таких металів, як свинець, нікель, кадмій. Рівні накопичення важких металів в мязової тканині риб перевищували ГДК нікелю - в 4-16 разів, свинцю - в 3-5 разів, кадмію - в 3-4 рази.

Підсумок:

Аналіз отриманих даних свідчить про те, що за останні роки забруднення важкими металами каскаду Дніпровських водосховищ значно збільшилось, що відобразилося на рівні їх тканинного накопичення у риб, причому в більшості випадків показники акумуляції хімічних елементів перевищували гранично допустимі величини.

В гігієнічному аспекті риба є важливим ланцюгом в передачі важких металів та інших токсикантів людині по харчовому ланцюгу, і тому викликають особливе зацікавлення дані про акумуляцію хімічних елементів в мязової тканині, оскільки риба використовується як продукт харчування. Величина накопичення важких металів в м'язах риб порівняльна з іншими органами і тканинами незначна, однак в більшості випадків вона перевищує ГДК в 3-25 разів.

У гідробіонтів виявлені загальні закономірності в тканинному накопиченні і розподілу металів. Більшість металів в значних кількостях накопичувалась у покривних тканинах, які безпосередньо контактують з водою (плавці, луска), що свідчить про потрапляння хімічних елементів в організм риб безпосередньо з водного середовища. Також, високий вміст металів виявлено в більш активних у функціональному відношенні органах, де вони необхідні для здійснення фізіологічних функцій (печінка, нирки, селезінка, гонади). Крім того, значні величини накопичення відмічені в органах, які беруть активну участь у виведенні надлишку металів з організму: нирках, кишечнику і зябрах. Це свідчить про те, що головними вивідними шляхами є видільна система, шлунково-кишечний тракт і залозистий епітелій зябер.

Встановлено більш високий рівень тканинного накопичення металів (особливо свинцю, кадмію, нікелю) в органах і тканинах бентофагів (лящ, плітка) порівняно з представниками хижих видів риб (щука). Це свідчить про високий ступінь забруднення цими металами не тільки водного середовища, але й кормових організмів. Лящ і плітка харчуються молюсками, які є основними біоконцентраторами металів і накопичують токсичні речовини в кількості, яка в сотні і тисячі разів перевищують їх концентрації в воді. Щука, яка харчується в основному молоддю, харчовими обєктами якої є планктонні організми, які менш піддаються забрудненню, має значно менший рівень накопичення важких металів в органах і тканинах.

Встановлено сезонну закономірність накопичення хімічних елементів в органах і тканинах гідробіонтів, що пояснюється зміною їх концентрації в водному середовищі і непостійністю фізіологічних процесів, що відбуваються в організмі риб. Восени відмічено збільшення вмісту важких металів в покревних тканинах, що свідчить про збільшення їх концентрації в воді, а також в запасаючих депо - мязової тканині і печінці, де накопичується значний запас металів, який в період зимівлі використовується рибою для нормального здійснення метаболічних процесів в організмі. У весняний період, період нересту, хімічні елементи в основному накопичуються в гонадах, що необхідно для нормального розвитку полових продуктів і подальшого здійснення ембріогенезу.

4. Висновки

1. Досліджені важкі метали переважно накопичуються у тканинах, безпосередньо контактуючих з навколишнім середовищем, в більш активних в функціональному відношення органах і тканинах, а також в органах, які беруть активну участь в виведенні металів з організму.

. Риби-бентофаги (лящ, плітка) більш активно акумулюють метали, ніж представники хижих риб (щука).

. Навесні вміст важких металів є максимальним у _онадах, восени основним депо хімічних елементів є мязи і печінка.

. В мязової тканині риб відмічено перевищення ГДК нікелю, свинцю, кадмію в 4-25 разів.

Список використаної літератури

1. Абакумов, 1988

2. Вельдман, 1971

3.. Водовозова, 1988

4.. Воробев, 1979

5.. Грошева, 1988

6.. Демчеко, 1986)

7.. Дробот, 1981

8.. Дюндик, 1985)

9.. Евтушенко, 1990)

10.. Ермаченко Л.А., Ермаченко В.М. Атомно-адсорбционный анализ в санитарно-гигиенических исследованиях. М.: Чувашия, 1997. - 89 с.

11.. Ильин, 1989).

12.. Клевакин, 1988

13.. Комаровський, 1981)

14.. Комаровський, 1989

15.. Кошелев, 1988,)

16.. Красовський Г.Я. Синтез картографічних моделей забруднення земель техногенним пилом з використанням космічних знімків / Красовський Г.Я., Трофимчук О.М., Крета Д.Л., Клименко В.І. [та інш.] // Екологія і ресурси. - 2005. - Вип.12. - С.37-55.

17.. Кудрявцева, 1988

18.. Линник П.Н. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах / П.Н. Линник, Б.И. Набиванец. - Л.: Гидрометеоиздат, 1986. - 270 с.

19.. Линник, 1991).

20.. Лукашев Д.В. Мониторинг загрязнения тяжелыми металлами экосистемы Днепра в пределах г. Киева с помощью пресноводных моллюсков / Д.В. Лукашев // Гидробиол. журн. - 2006. - Т.42, №1. - С.86-98.

21.. Межжерин С.В. Животные ресурсы Украины в свете стратегии устойчивого развития. Аналитический справочник. - К.: Логос, 2008. - 282 с.

22.. Метелев, Канаев, 1971

23.. Методические указания по атомно-адсорбционным методам определения токсичных элементов в пищевых продуктах и пищевом сырье / [сост.В.А. Тутельян, И.М. Скурихин, Ю.П. Алешко-Ожевский и др.]. - Государственный комітет Санэпиднадзора РФ. - М., - 1992. - 26 с.

24.. Морозов, 1974;

25.. Мур, 1987

26.. Нахшина, 1993)

27.. Никольський, 1963

28.. Патин, 1974

29.. Петухов, 1983

30.. Правдин И.Ф. Руководство по изучению рыб. - Москва, 1966. - 285 с.

31.. СанПин 42-123-4089-86, МЗ СССР, 1986

32.. Свинцова, 1990)

33.. Ягмине, 1989

34.. Bando, 1983

35.. Dallinger, 1987

36.. Gledmacher, 1983)

37.. Kubleck, 1983)

38.. Nurnberg, 1983)

39.. Timmermans, 1989

Поверхне́во-акти́вні речови́ни (ПАР, сурфактанти, детергенти) — хімічні речовини, які знижують поверхневий натяг рідини, полегшуючи розтікання, у тому числі знижуючи поверхневий натяг на межі двох рідин. Це речовини, молекули або йони яких концентруються під дією молекулярних сил (адсорбуються) біля поверхні розділу фаз і знижують поверхневу енергію. У вужчому значенні поверхнево-активними речовинами здебільшого називають речовини, що знижують поверхневий натяг на межі поділу: рідина (вода) — повітря (пара), рідина (вода) — рідина (олія), рідина — тверда поверхня.

Поверхнево-активні речовини — зазвичай амфіфільні органічні сполуки (термін амфіфільні означає, що вони містять як гідрофільні групи («головки» ;), так і гідрофобні групи («хвости» ;). Через таку будову вони розчинюються як у неполярних жирах і органічних розчинниках, так і в полярних середовищах (воді).

Класифікація ПАР

Класифікація за будовою молекули

За будовою молекули на ІІІ Міжнародному конгресі по ПАР в 1960 році було прийнято поділяти поверхнево-активні речовини на такі класи:

Іоногенні ПАР

• Аніонні ПАР
• Катіонні ПАР
• Амфотерні ПАР

Неіоногенні ПАР

• Алкілполіглюкозиди
• Алкілполіетоксилати

Аніонні ПАР

Аніоноактивні ПАР містять у складі молекули полярні групи, які дисоціюють у водних розчинах з утворенням негативно заряджених іонів з довгим гідрофобним ланцюгом. При адсорбції аніоногенні поверхнево-активні речовини надають поверхні негативного заряду. Гідрофобною частиною молекули зазвичай виступають насичені або ненасичені аліфатичні або арилаліфатичні ланцюги. Найпоширенішими представниками є алкілсульфати та алкіларилсульфонати, а також похідні насичених та деяких ненасичених карбонових кислот (мила).

Катіонні ПАР

Катіоноактивні поверхнево-активні речовини, на відміну від аніоноактивних, дисоціюють у водному розчині з утворенням позитивно зарядженого поверхнево-активного іону з довгим гідрофобним ланцюгом та негативно зарядженого іону, зазвичай галогеніду, іноді аніону сульфатної або ортофосфорної кислоти. При адсорбції на поверхні катіонні ПАР надають їй позитивного заряду. Серед катіоноактивних іоногенних ПАР переважають нітрогеновмісні сполуки. Найважливіше промислове значення серед них мають сполуки піридину, хіноліну, фталазіну, бензімідазолу, бензотіазолу та ін.

Неіоногенні ПАР

Неіоногенні ПАР — це поверхнево-активні речовини, молекули яких у водних розчинах не здатні до дисоціації на іони. Молекули таких речовин теж мають дифільну природу: вони складаються з довгого вуглеводневого ланцюга з гідрофільними етерними та гідроксильними групами, які зумовлюють розчинність таких речовин у воді. Неіоногенні ПАР отримують взаємодією етиленоксиду та спиртів, карбонових кислот, алкілфенолів та алкілнафтолів, амінів, амідів, імідазолів, сульфамідів, меркаптанів. Перевагою неіоногенних поверхнево-активних речовин є можливість регулювання їх гідрофільності. Також позитивною рисою є те, що твердість води не впливає на їхню розчинність, а також те, що вони можуть використовуватись з катіонними та аніонними ПАР, що є причиною частого використання їх у складі мийних засобів.

Класифікація ПАР за будовою полімерного ланцюга

Перший клас ПАР за будовою полімерного ланцюга

До першого класу належать низькомолекулярні речовини дифільного характеру з несиметричними молекулами, тобто сполуки, що мають гідрофільну «голову» (одну або декілька полярних груп, наприклад, —ОН, —СООН, —SO3H, —OSO3H, —COOMe, —NH2) і гідрофобний «хвіст» (як правило, аліфатичний ланцюг, який іноді включає ароматичну групу). Концентрація таких речовин в поверхневому шарі дозволяє їм розташуватися так, що всередину, у бік водної фази вони обернені гідрофільними фрагментами, а назовні — об'ємистими аліфатичними замісниками, які утворюють гідрофобний поверхневий шар. Взаємодії у цьому шарі мають суто Ван дер Ваальсову природу і тому істотно слабші, ніж у разі поверхневого шару, утвореного молекулами води і пронизаного сіткою водневих зв'язків. Отже, надмірна поверхнева енергіятакого шару з гідрофобних радикалів буде значно нижча, ніж у разі поверхневого водного шару. Це означає, що такі йони концентруватимуться в поверхневому шарі.

Другий клас ПАР за будовою полімерного ланцюга

До другого класу ПАР належать високомолекулярні речовини, в яких чергуються гідрофільні і гідрофобні групи, рівномірно розподілені по всій довжині полімерного ланцюга. Молекули речовин другого класу побудовані симетрично. Внаслідок цього їх поведінка на межі розділу не залежить від орієнтації молекул відносно поверхні рідини, в якій вони розчинені. По відношенню до поверхні води вони інактивні, не змочують поверхню води і не розчиняються в ній. Від них слід відрізняти високомолекулярні ПАР, які побудовані з двох або трьох відрізків, кожний з яких складається з гідрофільних і гідрофобних блоків мономерів. За механізмом адсорбції і емульгуючими властивостями такі речовини слід відносити до поверхнево-активних речовин першого класу.

Класифікація за механізмом дії

За механізмом дії на поверхневі властивості розчинів ПАР поділять на чотири групи.

Перша група ПАР за механізмом дії

До першої групи належать речовини, поверхнево-активні на межі рідина — газ і перш за все на межі вода — повітря, але які не створюють колоїдних частинок ні в об'ємі, ні в поверхневому шарі. Це низькомолекулярні ПАР, істинно розчинні у воді речовини, наприклад, нижчі члени гомологічних рядів спиртів, кислот тощо. Знижуючи поверхневий натяг води до 50-30 × 10−3 Н/м, вони полегшують її розтікання по слабкозмочуваних гідрофобних поверхнях в тонку плівку. Ці речовини слабкі піноутворювачі, що підвищують стійкість вільних двосторонніх рідких плівок у піні. Тому ПАР першої групи знайшли застосування в процесах флотації, в яких піна повинна бути нестійкою, такою, що легко руйнується. Найбільше застосування ПАР цієї групи отримали як піногасники, що різко знижують стійкість піни. Піногасники відіграють суттєву роль у всіх процесах, де виникнення стійких пін утруднює або порушує хід процесу, наприклад, у промивальних розчинах свердловин, що застосовуються в глибокому бурінні та ін.

Друга група ПАР за механізмом дії

До другої групи належать речовини, які проявляють поверхневу активність на межі двох рідин, що не змішуються, але колоїдних структур не утворюють. Такі речовини, адсорбуючись на поверхнях розділу, знижують вільну поверхневу енергію рідини або твердого тіла і тим полегшують процес утворення нової поверхні, зокрема в процесі диспергування. Тому ПАР другої групи називають диспергаторами. Вони застосовуються при розпилюванні рідин, емульгуванні, диспергуванні твердих тіл тощо. Диспергаторами можуть бути будь-які ПАР, що адсорбуються на поверхні частинок дисперсійного середовища і стабілізують високодисперсну суспензію. Тому у водних середовищах диспергаторами служать гідрофілізуючі ПАР, частіше поверхнево-активні полімери.

Третя група ПАР за механізмом дії

Третю групу складають ПАР, що створюють гелеподібну структуру в адсорбційному шарі і в розчині. Такі речовини запобігають коагуляції частинок, стабілізують дисперсну фазу в дисперсійному середовищі, тому їх називають стабілізаторами. Механізм дії стабілізаторів полягає в тому, що, окрім виникнення структурно-механічного бар'єру для зближення частинок, зовнішня поверхня утвореної ПАР оболонки є гідрофільною, і агрегація не може відбутися унаслідок зіткнення зовнішніх поверхонь. Прикладами ПАР-стабілізаторів є глікозиди (сапонін), полісахариди, високомолекулярні речовини типу білків. Стабілізатори не тільки перешкоджають агрегації частинок, але й запобігають розвитку коагуляційних структур, блокуючи шляхом адсорбції місця зчеплення частинок і перешкоджаючи тим самим їх зближенню. Тому стабілізатори суспензій також є адсорбційними пластифікаторами. Останні знайшли широке застосування в гідротехнічному будівництві, керамічному виробництві, при спорудженні асфальтових доріг, в інженерній геології, сільському господарстві з метою поліпшення структури ґрунту.

Четверта група ПАР за механізмом дії

Четверту групу ПАР складають мийні речовини, або детергенти, що займають перше місце за масштабами практичного застосування. Їх призначення — видаляти різного роду забруднення з поверхні шляхом переведення забруднюючих речовин у стан стабілізованої емульсії або суспензії. Ці поверхнево-активні речовини повинні володіти всім комплексом властивостей, характерних для трьох попередніх груп, тобто здатністю сильно знижувати поверхневий натяг, проявляти змочувальну, гідрофілізуючу дію і бути не тільки диспергаторами, але і сильними стабілізаторами емульсій і суспензій.

Класифікація за колоїдно-структурною ознакою

Окрім розглянутих класифікацій, всі поверхнево-активні речовини можуть бути розділені за колоїдно-структурною на речовини, що знаходяться в істинному розчині, а тому не володіють миючою дією, і на мийні речовини, які створюють міцелярні або навіть гелеподібні структури. Мийними речовинами, або детергентами, можуть бути речовини будь-якого з трьох хімічних класів, тобто аніоноактивні, катіоноактивні і нейоногенні. При цьому обов'язковою умовою повинна бути висока полярність (гідрофільність) полярної групи і одночасно достатня довжина вуглеводневого ланцюга. Саме тому вищі гомологи спиртів і карбонових кислот не є мийними речовинами. При переході ж від кислот до їх солей лужних металів полярність і, отже, гідрофільність груп підвищується, що обумовлює милоподібні властивості цих речовин. Введення ще більш гідрофільної сульфогрупи підсилює колоїдну розчинність у воді не тільки лужних алкілсульфонатів, але і самих кислот, на чому в значній мірі заснована дія сучасних синтетичних мийних засобів.

Виробництво ПАР

Для виробництва синтетичних матеріалів необхідні ароматичні вуглеводні - бензол, толуол, ксилол, нафталін та ін. Бензол застосовується головним чином для виробництва стиролу і фенолу. При взаємодії з низькомолекулярними олефінами (етилен, пропілен, бутилен) з фенолу отримують проміжні продукти, необхідні для виробництва миючих речовин, смол і присадок до масел. Толуол в основному використовується як високооктанова добавка до моторних палив і як розчинник, ксилол застосовується при виробництві синтетичних волокон («лавсан» ;). Довгий час єдиним промисловим методом отримання ароматичних вуглеводнів з нафти був піроліз. В даний час їх отримують також при каталітичному риформінгу вузьких бензинових фракцій.

Застосування ПАР

У гірничій справі ПАР застосовуються як змочувачі, піноутворювачі та емульгатори (при гідрообезпиленні); флотаційні реагенти, пептизатори, знижувачі твердості (при бурінні).

ПАР у світовому океані

Є дані, що наявність ПАР на поверхні океанів спричиняє погіршення якості радіолокації через створення додаткових перешкод

Джерела

Портал «Хімія»

• Мала гірнича енциклопедія: у 3 т. / за ред. В. С. Білецького. — Д.: Східний видавничий дім, 2004—2013.
• Айвазов В. В. Практикум по химии поверхностных явлений и адсорбции. — М.: Высшая школа, 1973. — 206 с.
• Абрамзон А. А. Поверхностно-активные вещества. — Л.: Химия, 1981. — 304 с.
• Глосарій термінів з хімії // Й. Опейда, О. Швайка. Ін-т фізико-органічної хімії та вуглехімії ім. Л. М. Литвиненка НАН України, Донецький національний університет. — Донецьк: Вебер, 2008. — 758 с. — ISBN 978-966-335-206-0.

Література

• Фармацевтична хімія: Підручник/ Ред. П. О. Безуглий. — Вінниця: Нова Книга, 2008. — 560 с. ISBN 978-966-382-113-9
• Фармакологія: підручник (ВНЗ І—ІІІ р. а.) / І.В. Нековаль, Т.В. Казанюк. — 7-е вид., переробл. і допов. — «Медицина», 2016 — 552 с. ISBN 978-617-505-507-6

https://dspace.nuft.edu.ua/jspui/bitstream/123456789/2319/3/4681.ppt

Классификация веществ-ксенобиотиков и способы их биодеструкции

https://ukrreferat.com/chapters/avtoref/vpliv-pestitsidnogo-zabrudnennya-vodnogo-seredovishha-na-ihtiologichni-pokazniki-ta-metabolichni-peretvorennya-v-organizmi-koropa-avtoreferat.html

Вплив пестицидного забруднення водного середовища на іхтіологічні показники та метаболічні перетворення в організмі коропа (автореферат)

Активність Г-6-Фази (мкмоль Р i на 1 мг білку за 1 хв) в тканинах цьогорічок та дворічок коропа (M±m, n=6)

Тканина

Цьогорічки

Дворічки

Білі м’язи

0,112±0,028

0

Печінка

1,210±0,051

0,231±0,003*

Мозок

0,201±0,032

0,046±0,003*

Під впливом гербіцидів групи хлорфеноксиоцтової кислоти відбуваються певні зміни в обміні речовин коропа, і в першу чергу це стосується активності клітинних ферментів. Ферменти різних шляхів вуглеводного обміну по-різному реагують на пестицидне забруднення, оскільки зміни активності окремих ферментів чи ферментних систем є основним механізмом регуляції метаболічних процесів. Зокрема, лактатдегідрогеназа виявилась менш лабільною в порівнянні з ізоцитратдегідрогеназою, що може свідчити про стабільність функціонування гліколізу в умовах токсикозу. Зміни активності МДГ в умовах токсикозу мають чітко виражений тканинний вплив. Якщо у білих м’язах, незалежно від токсиканту, мінімальні зміни активності ферменту спостерігали у липні (цитоплазма) та жовтні (мітохондрії), а максимальні у жовтні (цитоплазма 2,4-ДА) та січні, то фермент печінки і мозку виявився найменш чутливим у січні та жовтні, а найбільшого впливу токсикантів зазнав у липні (печінка) та квітні (мозок).

Порівняно з МДГ, ІЦДГ виявилась більш чутливою до дії гербіцидів. Фермент цитоплазматичної фракції білих м’язів по-різному реагує на токсичну дію 2,4-ДА та зенкору. Так, якщо перший гербіцид активує дію ІЦДГ (вирогідні відмінності у січні, квітні та липні, максимальні – у квітні – збільшення активності у 3,03 рази), то зенкор викликає пригнічення активності ферменту (найбільший вплив у жовтні, найменший – у липні). ІЦДГ мітохондріальної фракції білих м’язів у відповідь на дію як 2,4-ДА так і зенкору збільшує свою активність. Але, якщо перший гербіцид викликав максимальні зміни у квітні (0,480±0,036 порівняно з 0,220±0,082 мкмоль NADН/ мг білка за хв., Р<0,02 відмінності становлять 2,19 разів), то дія зенкору виявилась найбільшою у січні (збільшення активності у 2,58 разів порівняно з активністю ферменту у риб контрольної групи).

ЛДГ різних органів в умовах гербіцидного навантаження повторює загальну тенденцію змін активності даного ферменту риб у контролі протягом року (рис.1).

У білих м’язах взимку незалежно від умов існування (у риб контрольної групи та тих, що перебували в умовах токсикозу) відмічали зниження активності ферменту, а навесні та влітку – підвищення. У печінці та мозку риб всіх трьох груп активність ферменту збільшувалась з жовтня по квітень, а влітку – пригнічувалась. Стосовно токсичного впливу гербіцидів, то мінімальний він був у всіх досліджуваних тканинах восени та взимку, а максимальний – навесні та влітку, що пояснюється зміною інтенсивності обміну речовин у риб, як пойкілотермних тварин, зі зниженням температури води у водоймі (Никольский, 1974; Моисеев, 1981).

Рис.1. Активність ЛДГази в тканинах коропа протягом року в умовах токсикозу (M±m, n=5)

Зміни активності Г-6-ФДГ у відповідь на пестицидне забруднення носять чітко виражену тканинну залежність. Якщо у білих м’язах та мозку максимальні зміни активності ферменту спостерігали у січні та жовтні, то печінка на токсичний вплив пестицидів відповідала найбільшими змінами у активності Г-6-ФДГ у липні.

Відомо, що однією з функцій ПФШ є утворення відновлених форм НАДФН+Н+ за участю Г-6-ФДГ. Відновлені НАДФН+Н+ далі використовуються у біосинтезі жирів. Останні необхідні організму риб не лише як джерело енергії, а також для біосинтезу глюкози, зокрема в період зимового голодування, коли даний моносахарид відсутній у навколишньому середовищі в період зимівлі (Яковенко, 1991). Враховуючи підвищення лактатдегідрогеназної активності в тканинах коропа, який зазнав дії пестицидів, можна припустити накопичення лактату. Але, як свідчать попередні дані, цього не відбувалось. Така ж тенденція характерна і для пірувату. Тому можна зробити висновок про те, що підвищення активності катаболічних ферментів забезпечує вихідними субстратами процес глюконеогенезу, посилюючи його інтенсивність.

В результаті експериментів виявили, що 2,4-ДА викликає збільшення активності обох досліджуваних ферментів глюконеогенезу (Г-6-Фаза та Ф-1,6-ДФаза), в той час як дія зенкору проявилась неоднозначно. Зокрема, у дворічок зенкор призводив до появи активності Г-6-Фази у м’язах (у контрольної групи риб активність даного ферменту в цитоплазматичній фракції білих м’язів не виявлена) та зростання активності Ф-1,6-Дфази в 3,11 разів порівняно з контролем в цій тканині. У цьогорічок також спостерігали незначне збільшення активності обох ферментів в білих м’язах, але воно було не вирогідним. На відміну від білих м’язів, у печінці та мозку дворічок за дії зенкору спостерігали вирогідне зменшення активності обох досліджуваних ферментів глюконеогенезу.

Таким чином, проведені дослідження можуть бути доказом адаптивних перебудов обміну речовин, направлених на виживання риб в умовах пестицидного токсикозу. Зазначені субстратні та ензимні зміни спрямовані на забезпечення захисту від токсикантів і, загалом, забезпечують гомеостаз функціональної активності органів і систем шляхом регуляції субстратно-енергетичного балансу (рис.2).

ЛІПІДИ

ГЛЮКОЗА

БІЛКИ

Пентозо-фосфатний шлях

Г-6-ФДГ

протеоліз

Г-6-Ф

Ф-1,6-Дфаз

Г-6-Фаза

АМІНОКИСЛОТИ ФЕП Формування адаптивного пулу амінокислот NADPH ЛДГ ПВК підтримання гомеостазу глюкози ТРЕ, ЦИС, АЛА, ВАЛ лактат Енергетичне забезпечення Ацетил-КоА енергетичне забезпечення ЛЕЙ, ФЕН, ГЛІ МДГ 2Н малат оксалоацетат енергетичне забезпечення ФЕН, АСП фумарат цитрат 2Н сукцинат ізоцитрат ІЦДГ дезамінування АРГ, ГІС, ГЛУ сукциніл-фосфат α-кетоглутарат 2Н 2H АДФ+Фн АДФ+Фн

АДФ+Фн

2Н++1/2О2

НАД

→

флавопротеїн

→

кофермент Q

→

цитохром b

→

цитохром c

→

цитохром a

→

АТФ

АТФ

АТФ

Н2О

Рис 2. Схема енергетичного та субстратного забезпечення адаптації організма коропа за дії пестицидів

ВИСНОВКИ

1. Накопичення гербіцидів в організмі коропа залежить від хімічної будови токсичної речовини, тканини та віку риб. Максимальне накопичення та кумулятивний ефект спостерігались для 2,4-Д бутилового естеру у печінці та мозку цьогорічок та дворічок коропа. Зенкор не нагромаджувався в організмі досліджуваних риб.

2. Здатність проникати через оболонки ікри та кумулюватись в організмі риби має 2,4-Д бутиловий естер (0,10 мг/кг сирої маси в ікрі та 0,56 мг/кг сирої маси в личинці), на відміну від 2,4-Д кислоти та 2,4-Д амонійної солі.

3. При перебуванні в умовах гербіцидного токсикозу протягом чотирнадцяти днів кількісні морфологічні показники екстр’єру риб вирогідно не змінювались, однак спостерігались якісні зміни в органах та тканинах, зокрема зміни забарвлення, надмірна насиченість водою, жирове переродження печінки, петехії та крововиливи на шкірі та плавцях.

4. Спрямованість та швидкість метаболічних перетворень відіграє провідну роль у визначенні токсикорезистентності організму риб до дії гербіцидів. Більша згубна дія токсикантів зареєстрована у молодших риб (цьогорічка) порівняно з дворічкою, що проявлялось у „розбалансуванні” ферментних систем, зміні аденілатного енергетичного заряду та позначалось на здатності ресинтезу макроергічних сполук.

5. В організмі цьогорічок коропа спостерігався значно менший вміст енергетичних субстратів (амінокислот, ά-кетоглутарату, оксалоацетату, пірувату, лактату, малату) в осінній період порівняно з дворічками, що доводить кращу підготовленість останніх до зимового голодування за рахунок механізмів збереження енергетичного гомеостазу у зимуючої риби.

6. При адаптації коропа до гербіцидів, незалежно від віку риб, спостерігали зменшення вмісту енергетичних субстратів. Найменшого токсичного впливу у цогорічок та дворічок зазнав мозок (при дії 2,4-ДА кількість ά-кетоглутарату у дворічної риби знижується на 42% та 37% відповідно у білих м’язах і печінці, а в мозку – на 19%; пірувату – на 67% у м’язах, на 40% у печінці в той час як у мозку - на 24%).

7. Токсичний вплив пестицидів у великій мірі визначався порою року, оскільки сезонні фактори змінюють спрямування енергетичної ланки метаболізму в організмі риб, впливаючи на активність ферментів та вміст енергетичних субстратів. Максимальну активацію ферментів за дії гербіцидів спостерігали навесні та влітку. У жовтні збільшення активності ЛДГ білих м’язів в умовах токсикозу зенкором становило 12 %, в той час, як у квітні – 73%. Зниження температури водного середовища посилює токсичний вплив зенкору, проявляючи синергічну дію, що проявляється у зменшенні рівня глюкози в усіх досліджуваних тканинах: у 5,9 разів в печінці, у 3,7 разів в білих м’язах та у 2,4 рази в мозку.

СПИСОК НАУКОВИХ ПРАЦЬ, ОПУБЛІКОВАНИХ ЗА ТЕМОЮ ДИСЕРТАЦІЇ

1. Мехед О.Б., Яковенко Б.В. Активність ключових ферментів вуглеводного обміну в організмі коропа лускатого в умовах токсикозу // Вісник проблем біології та медицини. – 2003. - №6. – С. 20-25. (здобувач виконав експериментальні дослідження, проаналізував літературу, виконав розрахунки)

2. Мехед О.Б., Яковенко Б.В., Жиденко А.А. Активность некоторых ферментов углеводного обмена в тканях сеголеток и двухлеток карпа в осенний период // Гидробиол. журн. – 2004. - 40, №3. – С. 83-90. (здобувач провів аналіз літератури, виконав експериментальні дослідження, та розрахунки)

3. Мехед О.Б., Яковенко Б.В., Жиденко А.О. Вплив зенкору на вміст глюкози та активність ферментів глюконеогенезу в тканинах коропа лускатого (Cyprinus carpio L.) при різних температурах // Укр. біохім. журн. – 2004. – 76, №3. – С. 99-103 (здобувач провів аналіз літератури, виконав експериментальні дослідження, та розрахунки)

4. Яковенко Б.В., Мехед О.Б. Концентрація гліцину та інших амінокислот у водоймах // Наукові записки Тернопільського державного педагогічного університету ім. Володимира Гнатюка. Серія: Біологія. Спеціальний випуск: Гідроекологія – 2001. - №3 (14). – С.242-243 (здобувач провів аналіз літератури)

5. Мехед О.Б., Яковенко Б.В. Залежність ізоцитратдегідрогеназної та ізоцитратазної активності в організмі коропа від температури середовища // Укр. біохім. журн. – 2002. – 74, №4б (додаток 2). – С.99 (здобувач виконав експериментальні дослідження, та розрахунки)

6. Яковенко Б.В., Мехед О.Б. Біохімічні зміни в організмі коропа лускатого під впливом гербіцидного забруднення навколишнього середовища // Фальцфейнівські читання. Збірник наукових праць: Матеріали міжнародної наукової конференції 23-25 квітня 2003 року. – Херсон, 2003 – С.395-396 (здобувач виконав експериментальні дослідження, проаналізував літературу, виконав розрахунки)

7. Мехед О.Б., Яковенко Б.В. Вплив пестицидного забруднення, як результату хімізації сільського господарства, на водні екосистеми // Суспільно-географічні дослідження природно-господарського комплексу Запорізького краю і суміжних територій: Матеріали науково-практичної конференції 16-17 жовтня 2003 року. – Мелітополь, 2003. – С. 43-44 (здобувач виконав експериментальні дослідження, проаналізував літературу)

8. Жиденко А.А., Мехед О.Б., Бибчук Е.В. Влияние пестицидов на качественное и количественное содержание аденилатов в тканях карпа // Актуальные проблемы экологической физиологии, биохимии и генетики животных: материалы Междунар. науч. конф./ отв. ред. А.Б. Ручин. – Саранск: Изд-во Мордов. ун-та, 2005. – С.68-70(здобувач провів аналіз літератури, виконав експериментальні дослідження, та розрахунки)

9. Жиденко А.А., Мехед О.Б., Близнюк Е.В. Влияние пестицидов на качественный и количественный состав свободных аминокислот в тканях карпа // Актуальные проблемы экологической физиологии, биохимии и генетики животных: материалы Междунар. науч. конф./ отв. ред. А.Б. Ручин. – Саранск: Изд-во Мордов. ун-та, 2005. – С. 70-72 (здобувач провів аналіз літератури, виконав експериментальні дослідження, та розрахунки)

АНОТАЦІЯ

Мехед О.Б. Вплив пестицидного забруднення водного середовища на іхтіологічні показники та метаболічні перетворення в організмі коропа. – Рукопис.

Дисертація на здобуття наукового ступеня кандидата біологічних наук зі спеціальності 03.00.10 – іхтіологія. Інститут гідробіології

https://ukrreferat.com/chapters/avtoref/vpliv-pestitsidnogo-zabrudnennya-vodnogo-seredovishha-na-ihtiologichni-pokazniki-ta-metabolichni-peretvorennya-v-organizmi-koropa-avtoreferat.html

Вплив пестицидного забруднення водного середовища на іхтіологічні показники та метаболічні перетворення в організмі коропа (автореферат)

УДК [574.64+591.3]:597.54.3

03.00.10 – іхтіологія

Автореферат дисертації на здобуття наукового ступеня кандидата біологічних наук Київ – 2005

Дисертацією є рукопис

Робота виконана в лабораторії екологічної біохімії Чернігівського державного педагогічного університету імені Т.Г.Шевченка

Науковий керівник:

доктор біологічних наук, професор ЯКОВЕНКО Борис Володимирович

Чернігівський державний педагогічний університет, професор кафедри хімії

Офіційні опоненти: доктор біологічних наук, професор

АРСАН Орест Михайлович,

Інститут гідробіології НАН України,

завідувач відділу екотоксикології

кандидат біологічних наук, доцент

АЛЕКСІЄНКО Вадим Романович,

Київський національний університет імені Тараса Шевченка,

доцент кафедри зоології

Провідна установа: Дніпропетровський національний університет, м. Дніпропетровськ

Захист дисертації відбудеться 23 червня 2005 р. о 14 годині на засіданні спеціалізованої вченої ради Д 26.213.01 Інституту гідробіології НАН України за адресою: 04210, м. Київ, просп. Героїв Сталінграда, 12

З дисертацією можна ознайомитись у бібліотеці Інституту гідробіології НАН України (04210, м. Київ, просп. Героїв Сталінграда, 12)

Автореферат розісланий “ 20 ” травня 2005 р.

Вчений секретар

спеціалізованої вченої ради

кандидат біологічних наук Гончаренко Н.І.

ЗАГАЛЬНА ХАРАКТЕРИСТИКА РОБОТИ

Актуальність теми. Розвиток сільського господарства та загальне зростання антропічного впливу на водне середовище загострило проблему виживання водних тварин і, зокрема, риб, в умовах пестицидного навантаження. Забруднення внутрішніх водойм, в тому числі рибогосподарських, гербіцидами є одним з лімітуючих чинників функціонування модельних водних екосистем та їх біопродуктивності. У зв’язку з цим вивчення фізіолого-біохімічних механізмів адаптації на рівні обмінних процесів у риб, а також їх енергетичне забезпечення у відповідь на токсичний вплив пестицидів є однією з головних умов розробки ефективних засобів та способів підвищення стійкості організму риб до змінених умов існування. Знання характеру особливостей надходження, розподілу, накопичення пестицидів в органах та тканинах, біохімічних змін в результаті отруєння може бути використане для пояснення механізмів адаптації риб до токсикантів, виявлення причин загибелі гідробіонтів у природних водоймах та обґрунтування методів контролю забруднення навколишнього середовища.

Роботи Врочинського К.К. (1987) з питань охорони водних ресурсів, Лук’яненка В.І. (1967) з питань іхтіотоксикології, Фреймане Т.Х., Грундуле М.В., Звіргздс Ю.К та співробітників (1971, 1973) стосовно біохімічних змін в організмі риб під впливом гербіцидів, Щербакова Ю.А.(1976), який вивчав патоморфологічні відхилення в органах риб при дії пестицидів надають відомості про окремі зміни в організмі риб при пестицидному токсикозі а також є теоретичною основою обґрунтування токсичності зазначених речовин. Крім того, у більшості випадків для вивчення біохімічних, морфологічних, фізіологічних перебудов автори використовують риб одного віку. Наше дослідження передбачає комплексне вивчення процесів, які відбуваються в організмі коропа різного віку за умови дії таких токсикантів як зенкор (4-аміно-6-третбутил-3-(метилтіо) -1,2,4-триазин-5(4Н) -ОН та амонійної солі 2,4-дихлор-феноксиоцтової кислоти.

Зв’язок роботи з науковими програмами, планами, темами. Дана робота є складовою частиною держбюджетної науково-дослідної теми 16/98 “Оцінка комплексного впливу токсикантів та природних фізичних факторів на екосистему малої річки (на прикладі річок Чернігівського Полісся) ”, яка виконувалась в межах координаційного плану за фаховим напрямком “Біологія” Міністерства освіти і науки України.

Мета і завдання дослідження. Метою роботи було вивчення впливу токсичних концентрацій гербіцидів (зенкору та 2,4-ДА) на регуляцію субстратно-енергетичного балансу, спрямованість і швидкість метаболічних перетворень в організмі риб різного віку.

Для досягнення мети вирішувались наступні завдання:

- вивчити накопичення гербіцидів в організмі коропа різного віку (від ікри до дворічки) при підвищеному вмісті токсикантів у водному середовищі;

- дослідити морфологічні зміни органів риб у відповідь на існування в умовах гербіцидного токсикозу;

- прослідкувати динаміку основних енергетичних субстратів, які беруть участь у забезпеченні процесів детоксикації;

- виявити сезонні, вікові та тканинні особливості функціонування основних ферментних систем енергозабезпечення в умовах гербіцидного токсикозу.

Об’єкт дослідження: короп лускатий (Cyprinus carpio L.).

Предмет дослідження: з’ясування впливу гербіцидів амонійної солі 2,4-дихлорфеноксиоцтової кислоти та зенкору на іхтіологічні показники та метаболічні перетворення в організмі коропа різного віку.

Методи дослідження: іхтіологічні, гідрохімічні, біохімічні, токсикологічні

Наукова новизна одержаних результатів. Вперше системно проаналізовано особливості накопичення різних хімічних форм гербіциду 2,4-Д в залежності від тканини та віку риб; на субстратно-метаболічному рівні дана комплексна характеристика процесів, що відбуваються в організмі коропа різного віку за дії токсикантів залежно від пори року; прослідковано ферментну активність в процесі енергозабезпечення організму риб протягом року під впливом сезонних змін температури, освітлення та залежно від віку риб; фізіолого-біохімічні зміни в організмі риб розглянуто в системі з морфологічними та поведінковими порушеннями при дії токсикантів.

Практичне значення одержаних результатів. На підставі одержаних результатів виявлені ключові показники для оцінки морфо-функціональної адаптації коропа до дії пестицидів: вміст вільних амінокислот, глюкози, кетокислот, співвідношення швидкостей енергозатратних та енергогенеруючих процесів. Запропоновано узагальнену схему участі основних метаболітів у процесах знешкодження токсикантів. Результати роботи можуть стати основою в діяльності дослідницьких та рибогосподарських організацій для розробки підходів зі зниження шкідливої дії чинників водного середовища при проведенні технологічних операцій з вирощування риб.

Особистий внесок здобувача. В отриманні експериментальних даних автору належить провідна роль. Статистична обробка даних, їх обговорення та висновки виконані дисертантом особисто.

Апробація результатів дисертації. Основні положення доповідалися на: ІІІ З’їзді Гідроекологічного товариства України (Тернопіль, 2001); VIII Українському біохімічному з’їзді (Чернівці, 2002); Міжнародній науковій конференції „Фальцфейнівські читання” (Херсон, 2003); Міжнародній науковій конференції “ Актуальные проблемы экологической физиологии, биохимии и генетики животных" (Росія, Саранськ, 2005); Науково-практичній конференції „Суспільно-географічні дослідження природно-господарського комплексу Запорізького краю і суміжних територій” (Мелітополь, 2003)

Публікації. По матеріалам дисертації опубліковано 9 робіт, із них 5 – у фахових виданнях і 4 – в матеріалах конференцій.

Структура і об’єм роботи. Дисертаційна робота складається зі вступу, огляду літератури, матеріалів та методів досліджень, експериментальної частини (4 розділи), підсумків, висновків та списку використаних джерел (245 найменувань, з них 81 – на іноземних мовах). Робота викладена на 163 сторінках, містить 43 рисунки та 14 таблиць.

ОСНОВНИЙ ЗМІСТ РОБОТИ

ОСОБЛИВОСТІ НАДХОДЖЕННЯ, НАКОПИЧЕННЯ ТА ВПЛИВ ПЕСТИЦИДІВ НА ОРГАНІЗМИ ГІДРОБІОНТІВ

Огляд літератури

В розділі проаналізовано джерела та шляхи потрапляння пестицидів у водойми, закономірності їх накопичення та вмісту в тканинах риб, морфологічні, фізіологічні та біохімічні зміни в організмі гідробіонтів за дії даних токсикантів, а також вплив різних чинників зовнішнього та внутрішнього середовища на детоксикаційні процеси в організмі риб. Аналіз літературних джерел свідчить про недостатнє вивчення механізмів енергетичного забезпечення морфо-функціональної адаптації риб до дії підвищених концентрацій таких пестицидів як амонійна сіль 2,4-дихлорфеноксиоцтової кислоти (2,4-ДА) та зенкор, а наявні дані вимагали уточнення, поглиблення, аналізу та систематизації.

МАТЕРІАЛИ ТА МЕТОДИКА ДОСЛІДЖЕНЬ

Об’єктом дослідження слугував короп лускатий (Cyprinus carpio L.) різного віку (личинка, мальок, цьогорічка, дворічка).

Риб відбирали з природної водойми (зимувальний ставок Чернігівського рибокомбінату). Протягом усього періоду досліджень (1998-2004 роки) гідрохімічний режим води контролювали за допомогою приладу Horiba моделі U-7 (Японія). Вміст кисню у воді ставків коливався в межах 9,6-12,5 мг/л; рН – 7,4-8,4; вміст аміаку – 0,014 мг/л. Вказані умови не викликали розвиток в організмі коропа гіпоксії, гіперкапнії, гіпотермії. За даними іхтіопатологічних спостережень на рибах нашкірних збудників паразитичних хвороб не виявлено. Стрічкових паразитів також не зафіксовано. Досліди з вивчення впливу пестицидів проводили в 200-літрових акваріумах з відстояною водопровідною водою, в які рибу розміщували з розрахунку 1 екземпляр на 40 л води. Маса риб коливалась в межах 40-60г (цьогорічка) та 200-300г (дворічка). В усіх випадках здійснювали контроль і підтримували постійний гідрохімічний режим води. Величина рН складала 7,30±0,27; вміст кисню – 5,6±0,4 мг/л, температуру витримували близькою до природної в залежності від пори року. Дослідження проводили протягом року.

Концентрацію досліджуваних пестицидів (0,2 мг/дм3), що відповідає 2 ГДК, створювали шляхом внесення розрахункових кількостей 10%-ної кристалічної 2,4-Д кислоти (2,4-Д), 40%-ного водного розчину 2,4-Д-амінної солі (2,4-ДА) і розчину 2,4-Д бутилового естеру у льодяній оцтовій кислоті. Концентрація зенкору становила 0,2 мг/дм3 і досягалась внесенням 70%-ного порошку зенкору. При дослідженні дії гербіцидів сумісно з низькими температурами води температурний режим підтримували штучно завдяки додаванню льоду.

Для визначення кількісного накопичення гербіцидів в організмі коропа використовували білі м’язи, печінку, головний мозок, зябра та кишечник риб. Очистку екстрактів тканин та визначення в них пестицидів проводили хроматографічно згідно методичних рекомендацій з визначення мікрокількостей пестицидів в продуктах харчування рослинного та тваринного походження, кормах та зовнішньому середовищі (1977, 1982).

Аналіз амінокислотного складу здійснювали за Пасхіною Т.С. (1964) та Ali A.N. (1983). Вміст глюкози в хлорних екстрактах визначали з о-толуїдиновим реактивом (Ємельяненко та ін., 1988). Визначення вмісту макроергічних сполук у мозку риб здійснювали методом тонкошарової хромотографії за рекомендаціями Маляревської О.Я. та Білик Т.І. (1985) у 8-% хлорних екстрактах.

Вміст лактату і пірувату визначали ферментним методом (Прохорова, 1982). Гомогенати тканин використовували для визначення активності ферментів.

Для визначення можливості утворення в організмі коропа глюкози з невуглеводних компонентів досліджували незворотні реакції глюконеогенезу. Визначення активності глюкозо-6-фосфатази (Г-6-Фази) проводили за Львовою С.П. (1985), фруктозо-1,6-дифосфатази (Ф-1,6-ДФази) - за Орехович В.Н. (1964). З метою встановлення рівнів активності ферментів енергетичного обміну досліджували глюкозо-6-фосфатдегідрогеназну (Г-6-ФДГ), лактатдегідрогеназну (ЛДГ) активності у цитоплазматичній фракції, ізоцитратдегідрогеназну (ІЦДГ), малатдегідрогеназну (МДГ) - в обох. Виділення мітохондрій здійснювали по загальноприйнятій методиці (Зініч, 1986), додатково очищували цетрифугуванням у градієнті густини сахарози 0,32-1,2М (Арутюнян та ін., 1978) в горизонтальному роторі. Г-6-ФДГ, ІЦДГ, ЛДГ- та МДГ-азну активності визначали спектрофотометрично при 340 нм. (Biochemica information, 1975). Вміст білку в ферментних препаратах визначали за методом Лоурі і співавт. (1951).

Вимірювання риб проводили згідно методичних рекомендацій Баклашової Т.А.(1990). Розраховували коефіцієнт вгодованості, вимірювали зоологічну та стандартну довжини риб, найбільшу висоту тіла, а також висоту на рівні початку анального плавця, на рівні анального отвору, та висоту хвостового стебла, також визначали масу риб.

Коефіціент Фултона розраховували за Пучковим Н.В. (1954).

Усі результати були оброблені статистично за Ойвіним І.А. (1960). Відмінності між порівнюваними групами вважали достовірними при Р<0,05.

НАКОПИЧЕННЯ ГЕРБІЦИДІВ ГРУПИ 2,4-Д (КИСЛОТА, АМОНІЙНА СІЛЬ, БУТИЛОВИЙ ЕСТЕР) ТА ТРИАЗИНУ (ЗЕНКОР) В ОРГАНІЗМІ КОРОПА ЛУСКАТОГО В УМОВАХ ТОКСИКОЗУ

Рівень накопичення токсикантів у тканинах риби та його вікові особливості має надзвичайно важливе значення в умовах інтенсифікації рибництва. Наші дослідження показують, що здатність до кумуляції в тканинах риб для різних гербіцидів залежить від класу пестицидів, хімічної речовини, якою його представлено (2,4-Д кислота, амонійна сіль чи бутиловий естер), тканини та віку риб. Так, кумуляцію зенкору (представник триазинів) не виявлено у жодній тканині риб жодного віку, на відміну від гербіцидів-представників групи феноксиоцтової кислоти. Порівнюючи здатність до кумуляції в тканинах риб різних форм гербіциду за дії однакових концентрацій токсиканту, можна стверджувати, що найбільший коефіцієнт накопичення має 2,4-Д бутиловий естер. Якщо прийняти за 1 кількість накопиченої кислоти в мозку, то співвідношення 2,4-Д кислота: 2,4-Д амонійна сіль: 2,4-Д бутиловий естер будуть становити 1:1,6:32,8 для мальків, 1:1,35:10,2 для цьогорічок та 1:1:10,03 для дворічок. Крім того, результати досліду з визначення вмісту пестицидів в ікрі та личинках коропа, що перебували у воді з вмістом токсикантів 0,2 мг/дм3, показали, що в ікрі виявляється лише бутиловий естер; 2,4-Д кислота та її амонійна сіль не потрапили у середину ікринок. У личинок виявлено лише сліди цих пестицидів. Щодо 2,4-Д бутилового естеру, то його накопичилась за цей період значна кількість – 0,56 мг/кг маси тіла. Враховуючи концентрацію вказаного токсиканта у воді, в якій перебувала риба (0,2 мг/дм3), можна стверджувати про кумуляцію токсиканта. Наступне потрапляння пестициду у водойму призведе до накопичення додаткової кількості токсиканта на фоні вже наявного та до прояву токсичної дії в результаті синергізму (Врочинський, Маковський, 1979).

Аналізуючи результати дослідів з нагромадження пестицидів в тканинах (мозок, печінка, білі м’язи, кишечник, зябра) коропа різного віку (мальки, цьогорічки, дворічки) можна зробити висновок, що суттєвих відмінностей у рівні накопичення 2,4-Д кислоти у риб різного віку в одних і тих же тканинах не спостерігається: мінімальною кількістю накопиченого токсиканту характеризуються м’язова тканина, кишечник і зябра риб, але у всіх вікових групах цей токсикант в значних кількостях виявляється в печінці (0,55±0,12; 0,40±0,02 та 0,40±0,03 мг/кг тканини у мальків, цьогорічок та дворічок відповідно) та в мозку (0,50±0,08; 0,60±0,16 та 0,61±0,11 мг/кг тканини).

Порівняно з кислотою 2,4-Д амонійна сіль краще проникає в організм риб і акумулюється головним чином в мозку. Взагалі, по здатності різних тканин накопичувати 2,4-ДА їх можна розташувати в такий ряд: мозок > печінка > м’язи > зябра > кишечник. Така тенденція по відношенню до цього пестициду спостерігалась у риб всіх вікових груп. На відміну від 2,4-Д кислоти та її солі рівень накопичення 2,4-Д бутилового естеру в тканинах риб різного віку був набагато вищий. Найбільший вміст згаданого токсиканту зареєстровано в мозку мальків, кількість його сягала 16,40±0,93мг/кг тканини, що майже в 3 рази перевищує його вміст в цьому ж органі у цьогорічок та дворічок. Цілком можливо, що більша кількість накопиченого личинками 2,4-Д бутилового естеру у порівнянні з кислотою та її сіллю, обумовлена специфічною формулою молекули, яка здатна проникати через зовнішні покриви тварин. Високі кумулятивні властивості естеру пояснюються функціональною кумуляцією (Павлов, 1986), а накопичення 2,4-Д кислоти поряд з її бутиловим естером при дії лише естеру пояснюється його гідролізом (Щербаков, Полубояринова,1970).

МОРФОЛОГІЧНІ ЗМІНИ ОРГАНІВ КОРОПА ПРИ ДІЇ ГЕРБІЦИДІВ, ПОВЕДІНКОВІ ЗМІНИ РИБ

В процесі індивідуального розвитку та під впливом токсикантів змінюються морфологічні та поведінкові показники риби. Кожен період життєвого циклу організму характеризується власною системою зв’язків з навколишнім середовищем та своїми основними пристосуваннями до умов життя. Результати дослідження кількісних морфологічних показників екстер’єру риб (коефіцієнт вгодованості, зоологічна та стандартна довжина риби, найбільша висота тіла риби тощо) свідчать, що вони вирогідно не змінюються при перебуванні протягом чотирнадцяти днів в умовах гербіцидного токсикозу (2 ГДК). Однак, у ряді випадків спостерігалась тенденція до кількісного зменшення більшості з досліджуваних показників.

Дослідження луски і шкіри плавців риб виявили велику кількість клітин-меланофорів у коропів, які знаходились в розчині 2,4-ДА. Це дозволяє зробити припущення про знешкодження пестициду шляхом перетворення його в меланін, як це описано для інших токсичних речовин, зокрема скатолу (Пучков, 1954). Значну кількість слизу білого кольору, яку виявлено в акваріумі з рибами, що існували в умовах токсикозу 2,4-ДА, можна пояснити руйнацією верхніх шарів епідермісу та впливом на бокаловидні клітини. Аналогічне явище спостерігається при механічному тиску на тіло риби і руйнації верхнього шару слизових клітин та зернистого шару клітин (Пучков, 1954).

Поведінкові реакції отруєних риб можна використовувати як початкові ознаки порушень нормальної життєдіяльності. Дія зенкору, як і більшості розчинів отрут органічного походження (Лук’яненко, 1983), супроводжувалась бурхливою руховою активністю піддослідних риб, особливо це стосувалось цьогорічок. В той же час коропи, що перебували під впливом 2,4-ДА, проявляли більшу рухову активність лише в перші години інтоксикації, однак у них спостерігали перехід у поверхневий шар води і такий специфічний симптом, як заковтування повітря, а також підвищену чутливість до звукових подразників.

ДИНАМІКА ОСНОВНИХ ЕНЕРГЕТИЧНИХ СУБСТРАТІВ, ЯКІ БЕРУТЬ УЧАСТЬ У ЗАБЕЗПЕЧЕННІ ПРОЦЕСІВ ДЕТОКСИКАЦІЇ В ЗАЛЕЖНОСТІ ВІД ФАКТОРІВ СЕРЕДОВИЩА

У всіх досліджуваних тканинах дворічок спостерігали вирогідно більший вміст вільних амінокислот (за винятком лізину у білих м’язах та аспарагіну, треоніну і аланіну в мозку риб) порівняно з цьогорічками. Це можна пояснити переважанням синтетичних процесів над процесами розпаду під час росту організму, тоді як у зрілому віці встановлюється певна рівновага між цими явищами (Ким, 1987). Виявлено, що у коропа під впливом 2,4-ДА та зенкору значно зменшується вміст вільних амінокислот в м’язах, печінці та мозку, що може призвести до загибелі риб в період зимового голодування. Цьогорічки більш чутливі до дії гербіцидів, ніж дворічки, кількісний склад вільних амінокислот піддається у них більшим змінам. Вільні амінокислоти, поряд з білками, можуть бути субстратом для енергозабезпечення організму риб за дії екстремальних чинників зовнішнього середовища (Сорвачев, 1982; Яковенко, 1993; Курант, 2003). Переважне значення для ендогенного живлення організму риб у зимовий період мають такі амінокислоти як гліцин, цистеїн, аспарагінова і глутамінова кислоти. В умовах токсикозу спостерігали збільшення вмісту глутамінової кислоти в усіх досліджуваних тканинах (за винятком м’язів двохрічок за дії 2,4-ДА). Це узгоджується з відомими фактами про центральну роль глутамінової кислоти на шляху дисиміляції решти амінокислот в процесі їх дезамінування через глутаматдегідрогеназну систему (Хочачка, Сомеро, 1988). Аналогічна закономірність характерна і для іншої дикарбонової кислоти (мозок риб обох вікових груп, печінка дворічок та білі м’язи цьогорічок) – аспарагінової, яка бере участь у трансаміназній реакції. Зменшення рівня фенілаланіну, валіну, гліцину, лізину, лейцину та ізолейцину та інших амінокислот свідчить про посилення катаболізму амінокислот в умовах гербіцидного навантаження, як це описано для риб при інтоксикації фенолом (Сомкина, Кричевская, 1968; Кривопиша, 2001).

Результати досліджень, проведених нами з метою вивчення сезонних змін рівня глюкози в мозку, печінці та білих м’язах свідчать, що у дворічного коропа максимальний вміст глюкози у всіх досліджуваних органах спостерігається у січні (110,31, 32,11 та 33,14 мкмоль/г сирої тканини відповідно у печінці, білих м’язах та мозку), а мінімальний – навесні, у квітні і становить 8,4 мкмоль/г сирої тканини у печінці, 3,81 мкмоль/г сирої тканини в білих м’язах та 3,23 мкмоль/г сирої тканини у мозку).

Нами відмічено загальну тенденцію до зменшення вмісту глюкози в усіх досліджуваних тканинах за дії обох гербіцидів. В залежності від токсиканту, пори року та досліджуваного органа зменшення кількості вуглеводу на грам тканини коливається від 1,33 рази (білі м’язи, під дією зенкору у жовтні) до 2,91 рази у мозку за дії 2,4-ДА у квітні. Порівнюючи вплив гербіцидного навантаження на здатність тканин коропа до накопичення глюкози, можна зробити висновок, що 2,4-ДА викликає більші зміни її вмісту в досліджуваних органах порівняно з зенкором (табл. 1).

Таблиця 1.

Вміст глюкози (мкмоль/г сирої тканини) в тканинах коропа лускатого різного віку при дії гербіцидів (М±m, n=5)

Вік риби

Орган (тканина)

Контроль

2,4-ДА

Зенкор

Цьогорічки

Білі м’язи

3,96±0,42

2,04±0,38*

1,82±0,16*

Печінка

82,60±8,94

46,12±6,19*

38,14±6,83*

Мозок

5,14±0,69

3,40±0,12*

3,90±0,18

Дворічки

Білі м’язи

4,18±0,84

2,90±0,50

3,14±0,59

Печінка

66,48±4,18

31,14±4,10*

44,87±9,38

Мозок

4,96±0,83

2,17±0,09*

3,18±0,90

Але зміни рівня глюкози також залежать не тільки від токсиканту, а значною мірою визначаються тканиною та порою року. Із усіх досліджуваних тканин найменших змін зазнав мозок: вирогідні відмінності спостерігали лише у січні (18,3±1,70 проти 33,14±6,16 мкмоль/г тканини, Р<0,05). Зниження рівня глюкози у м’язах та печінці коливалось від 1,33 до 1,90 разів. За однакових умов токсичного гербіцидного навантаження можна стверджувати про більшу вразливість м’язової тканини та печінки молодших риб порівняно з дворічками, але, разом з тим, рівень глюкози у мозку цьогорічок зазнав ще менших змін, ніж у дворічних коропів. Зниження вмісту глюкози в тканинах можна пояснити метаболічними перетвореннями, участю у низці метаболічних процесів, що виявляються у підвищенні активності відповідних ферментів (Грубінко, 2001). Крім того, нами виявлено, що суттєвий вплив на вміст глюкози в досліджуваних тканинах має температурний чинник: при зниженні температури води до 5-6˚С токсичність зенкору посилювалась, що викликало значне зменшення рівня вуглеводу в усіх тканинах.

В умовах низьких температур для пойкілотермних тварин зростає важливість наявності глюкози як метаболіту, оскільки вона запобігає замерзанню тканинної рідини, приймає участь в осморегуляції і синтезі проміжних продуктів обміну. Збільшення кількості глюкози відбувається за рахунок реакцій глюконеогенезу, про що може свідчити активізація ферментів даного процесу та зниження рівня вільних амінокислот, зокрема гліцину, аланіну та серину, які за даними дослідників (Rowsell, 1979; Wolton, 1982) для інших видів риб слугують вихідними субстратами для глюкози в реакціях глюконеогенезу. Крім того, джерелом глюкози можуть бути гліцерол і лактат (Mommsen, 1985).

Лактат виступає головним субстратом проміжного обміну глюкози, що відбувається за участю різних органів. За дії гербіцидів відбувається незначне зменшення кількості лактату в усіх досліджуваних тканинах риб, однак зміни невирогідні. Для розуміння механізмів енергозабезпечення функціональної адаптації коропа до дії пестицидів необхідна інформація про стан процесів гліколізу і цикла Кребса в організмі риб, про які можна судити як по рівню активності певних ферментів, так і по зміні концентрації метаболітів цього циклу.

В результаті досліджень виявлено вищий вміст лактату, пірувату, α-кетоглутарату, оксалоацетату та малату у тканинах коропа дворічного віку порівняно з цьогорічками. Оскільки досліди проводили у жовтні, то можна стверджувати, що в осінній період у цьогорічок коропа не відбувається суттєвого накопичення досліджуваних метаболітів у тканинах, тобто дворічні коропи виявляються краще підготовленими до зимівлі порівняно з цьогорічками.

Результати дослідів свідчать про зниження кількості вищезазначених метаболітів в результаті пестицидного навантаження (2,4-ДА при цьому має більший вплив на зміну рівня метаболітів порівняно з зенкором). Крім того, слід зазначити, що у мозковій тканині спостерігали найменші зміни вмісту метаболітів з усіх досліджуваних тканин. Відомо, що синтез і катаболізм кетокислот, малату і лактату пов’язані відразу з декількома ферментами і торкаються одночасно обміну вуглеводів, жирів, амінокислот та інтеграції перетворення низькомолекулярних сполук в ЦТК (Островський и др., 1984). Однак, очевидно, що в умовах токсикозу відбувається більш інтенсивне перетворення кетокислот та інших метаболітів, пов’язане з енергетичними процесами.

Енергетичний стан організму коропа можна прослідкувати за кількісними показниками вмісту макроергічних сполук, оскільки у риб відмічається більш стабільне підтримання рівня АТФ порівняно з ссавцями (Палладин и др., 1972). Вміст аденілатів в тканинах коропа різного віку коливався в широких межах. Однак загалом відносно більший вміст даних макроергів відмічено в тканинах цьогорічок, що, певно, пов’язано з більш активним протіканням обмінних процесів. Максимальна кількість АТФ у цьогорічки коропа містилась у білих м’язах, найменша – у головному мозку. Однак при дії екстремальних факторів ці співвідношення змінювались: в умовах токсикозу 2,4-ДА вміст АТФ у м’язах зменшувався у 4,77 рази, а під впливом зенкору – у 11,12 разів. Зміни кількості АДФ у м’язах залежали від гербіциду, що застосовувався, а вміст АМФ, незалежно від токсичних умов незначно підвищувався.

У дворічних коропів досліджувані тканини за зменшенням кількості АТФ розташовувались у наступному порядку: „печінка – білі м’язи – мозок”. Картина токсикозу дворічок також дещо інша порівняно з молодшими рибами. Так, у білих м’язах 2,4-ДА викликала зниження рівня всіх досліджуваних аденілових нуклеотидів, у печінці та мозку зміни були неоднозначні: вміст АТФ незначно підвищувався (на 7% та 10 % відповідно), в той час як АДФ та АМФ – знижувався.

Зенкор викликав зменшення кількості АТФ, АДФ та АМФ у білих м’язах та печінці риб, однак у різному ступені. Аналогічно цьогорічкам, найменшого впливу зазнав мозок риб.

Поясненням значного різкого зменшення вмісту макроергів у тканинах є встановлений факт про роз’єднання окислення і фосфорилювання за дії препаратів групи 2,4-Д (Павлов, 1986). Крім того, у випадку дії зенкору можна припустити, що частина енергії АТФ витрачається для його виведення з організму, аналогічно виведенню інших органічних речовин, зокрема фенолу (Флеров, 1977). Зенкор позбавляє організм енергетичних запасів і здатності ресинтезувати АТФ, 2,4-ДА, поряд з підвищенням аденілатного енергетичного заряду, також знижує здатність організму ресинтезувати АТФ, що веде до швидкого виснаження організму.

Порівнюючи дію токсикантів на організм риб різного віку, треба відмітити, що гербіциди при однакових концентраціях, часу дії та інших умовах значно більше впливали на кількісні показники аденілатів у цьогорічок.

Із досліджуваних тканин найменшого токсичного впливу у риб обох вікових груп зазнав мозок, а найбільшого – білі м’язи.

ФУНКЦІОНУВАННЯ ОСНОВНИХ СИСТЕМ ЕНЕРГОЗАБЕЗПЕЧЕННЯ В УМОВАХ ТОКСИКОЗУ

Відомо, що в процесі онтогенезу ферментативні системи тварин зазнають певних змін. Сьогодні це явище широко досліджується як у теплокровних, так і у пойкілотермних тварин. У відповідності до сучасних уявлень, основним механізмом регуляції метаболічних процесів є зміни активності окремих ферментів чи ферментних систем, що забезпечують нормальний хід метаболізму (Gallagher, 1991).

Вивчення біохімічних показників життєдіяльності коропа лускатого різного віку у відповідь на отруєння гербіцидами може бути використане для пояснення вікових змін механізмів адаптації риб до токсикантів.

Отримані нами дані показали, що в організмі цьогорічок коропа порівняно з дворічками більш інтенсивно протікають як реакції гліколізу, так і тканинне дихання. Остання обставина дає можливість більш молодим особинам переключатись з гліколітичного шляху на аеробний для отримання енергії у вигляді АТФ. Такий висновок узгоджується з літературними даними, де показано, що в ранньому онтогенезі риб спостерігаються зміни як рівня так і характеру метаболізму (Озернюк, 1985). Мозкова тканина цьогорічок коропа характеризувалась більш інтенсивними реакціями аеробного обміну. На цьому фоні звертає на себе увагу значна активність ІЦДГ та Г-6-ФДГ порівняно з дворічками. Більша активність Г-6-Фази та Ф-1,6-ДФази в мозковій тканині у цьогорічок свідчить про більш швидке забезпечення мозку глюкозою у молодих особин (табл.2, 3). З віком, по мірі вдосконалення метаболічних шляхів, їх адаптації до умов навколишнього середовища, витрати енергоресурсів стають більш економними.

Таблиця 2

Активність Ф-1,6-ДФази (мкмоль Р i на 1 мг білку за 1 хв) в тканинах цьогорічок та дворічок коропа, (M±m, n=6)

Тканина

Цьогорічки

Дворічки

Білі м’язи

0,841±0,121

0,193±0,001*

Печінка

0,279±0,083

0,180±0,032

Мозок

0,093±0,012

0,031±0,004*

Таблиця 3

Активність Г-6-Фази (мкмоль Р i на 1 мг білку за 1 хв) в тканинах цьогорічок та дворічок коропа (M±m, n=6)

Тканина

Цьогорічки

Дворічки

Білі м’язи

0,112±0,028

0

Печінка

1,210±0,051

0,231±0,003*

В реальних умовах на біологічні об'єкти діють одночасно різні несприятливі чинники навколишнього середовища. Дія комплексу різних факторів на організм взаємозалежно і в значній мірі ускладнює спричинюється ними реакцію організму. Для позначення та оцінки такої дії токсичний ефект розрізняють в залежності від особливостей механізму дії різних комбінацій токсичних речовин, оцінки токсичних ефектів і реалізованих ситуацій впливу [16], [22], [31].

Залежно від особливостей механізму дії різних комбінацій токсичних речовин розрізняють:

— однорідне спільна дія, При якому компоненти впливають на одну і ту ж систему рецепторів таким чином, що один компонент може бути замінений іншим без зміни токсичності суміші;

— незалежне спільна дія, Коли компоненти суміші впливають на різні ланки в механізмі взаємодії організму і отрути таким чином, що отримуються ефекти не пов'язані один з одним;

— синергетичне, або антагоністичну спільна дія, коли токсичний ефект суміші отрут не може бути визначений виходячи з ефективності окремих компонентів.

Залежно від кількісної оцінки токсичних ефектів при впливі на організм декількох отрут або факторів різної природи розрізняють:

— адитивна дія, Коли токсичний ефект визначається сумою ефектів ізольованих речовин або факторів, що впливають на організм;

— синергетичне (потенційне) дія, Коли ефект дії суміші речовин або факторів різної природи більше адитивної дії (спостерігається непропорційний посилення ефекту дії);

— антагоністичну дію, Якщо ефект дії суміші речовин або факторів різної природи менше адитивної дії (спостерігається ослаблення ефектів).

Залежно від шляху надходження ксенобіотиків в організм і природи впливають на нього факторів розрізняють комбіноване, комплексне і комбіноване дії.

комбінована дія ксенобіотиків - це одночасне або послідовне дію на організм декількох речовин при одному і тому ж шляху надходження.

комплексна дія шкідливих речовин - це такий вплив, коли отрути надходять в організм одночасно, але різними шляхами (інгаляційним шляхом, перорально, через шкірні покриви).

Одночасне дію - Це одночасне або послідовне вплив на організм факторів різної природи (хімічних, фізичних, біологічних).

Крім того, прояв різних комбінацій токсичних ефектів в умовах одноразового (гострого) і хронічної дії шкідливих чинників на організм не однозначно. Це обумовлено перш за все тим, що гострі отруєння можуть протікати по одному з можливих чотирьох механізмів спільної дії різних комбінацій токсичних речовин. В умовах хронічної дії проявляються в основному механізми однорідного або незалежного спільної дії отрут.

Визначення характеру токсичних ефектів в умовах одноразового дії на організм шкідливих чинників в різних реалізованих ситуаціях необхідно для прогнозування їх потенційної небезпеки і кількісної оцінки ступеня такої небезпеки. Визначення характеру токсичних ефектів в умовах хронічних впливів малих доз і низьких концентрацій необхідно для гігієнічного нормування якості навколишнього середовища і оцінки його відповідності нормальної життєдіяльності людини.

Для вирішення практичних завдань істотне значення має прогнозування характеру токсичних ефектів комбінованої дії отрут. Таке прогнозування проводять на основі врахування хімічних, фізичних взаємодій між отрутами і фізіологічних механізмів комбінованої дії хімічних речовин.

Прогноз на основі аналізу хімічних взаємодій реагують між собою токсичних сполук суміші газів в повітряному середовищі дозволяє передбачити склад і швидкість утворення продуктів взаємодії. При цьому:

— В разі утворення більш токсичних продуктів токсичний ефект дії композиції буде більше адитивної дії;

— При утворенні менш токсичних продуктів взаємодії - менше адитивної дії.

Основою прогнозування токсичної дії отрут з урахуванням їх фізичної взаємодії є встановлення механізму впливу одного отрути на летючість іншого. Посилення летючості призводить до підвищення концентрації суміші в повітрі і посиленню її токсичності.

Прогнозування токсичних ефектів на основі фізіологічних механізмів комбінованої дії отрут зумовлено встановленням механізмів їх взаємовпливу на біотрансформацію в організмі людини і тварин.

При одноразовому (гострому) комбінований вплив шкідливих речовин на організм токсичні ефекти простого підсумовування зустрічаються найбільш часто. адитивний ефект характерний для речовин наркотичної дії (бензолу і изопропилбензола; пропілену, етилену і бутилену; ацетону і фенолу; циклогексана і бензолу; фенолу і ацетофенола і ін.), що дратують газів (хлору і оксиду азоту; оксидів азоту і діоксиду сірки; діоксиду сірки та аерозолю сірчаної кислоти; малеїнового ангідриду і дивинила і т. п.), пестицидів (хлорофосу і тіофоса; хлорофоса і фосфаміду; ряду інших фосфорорганічних сполук) і інших груп речовин.

В умовах хронічного комбінованої дії малих доз і низьких концентрацій отрут адитивний ефект проявляють суміші монооксиду вуглецю і фреону-12, монооксиду вуглецю і тріетіл-аміну, монооксиду вуглецю і аніліну, фурфуролу, епіхлоргідріна.

Багато ксенобіотики при комбінованому впливі на організм викликають токсичний ефект, що перевищує адитивність. механізми синергетичних ефектів можуть бути різними. Синергетичний ефект за механізмом хімічної взаємодії ксенобіотиків проявляють суміші озону з діоксидом азоту, неграничними вуглеводнями, діоксидом сірки, аерозолем сірчаної кислоти, які взаємодіють з утворенням більш токсичних дратівливих газів (пероксидов, епоксидів та альдегідів), суміші діхлоретілена з Na2O і NaOH, взаємодіючі в умовах високої температури і вологості з утворенням високотоксичного діхлорацетілена, і суміші ряду інших композицій.

Одним з найбільш поширених фізіологічних механізмів синергетичної дії є гальмування одним речовиною процесів біотрансформації іншої речовини, наприклад, впливаючи на ферментну систему, яка здійснює його детоксикацію. Посилення токсичного ефекту за таким механізмом спостерігається при комбінованому впливі фосфорорганічних препаратів (хлорофосу і карбофосу, хлорофосу і метафосу, карбофоса і тіофоса і ін.). При їх спільному впливі перевищення простий сумації викликаються ефектів обумовлено придушенням холінестерази одним речовиною і гальмуванням внаслідок цього детоксикації іншого.

Інший фізіологічний механізм прояви синергетичних ефектів спостерігається при комбінованому впливі на організм хлорованих вуглеводнів. Посилення токсичного ефекту при комбінованому впливі чотирихлористого вуглецю та етілендіхлоріда обумовлено зміною активування мікросомальних ензимів, метаболизирующих чужорідні для організму речовини. Порушення процесів детоксикації, здійснюваних за участю мікросомальних ензимів, і, відповідно, посилення токсичного ефекту викликають при комбінованому впливі на організм суміші монооксиду вуглецю з іншими отрутами (оксидами азоту, бензолом, етиловим спиртом, тетраетілсвінцом, ціанідами, адреналіном).

Ефект, що перевищує просту суммацию, при спільному хронічному впливі встановлений для монооксиду вуглецю і оксидів азоту, суміші діалкілфенілфосфата, дибутилфталат і поліхлорвінілу, суміші 1,1,1-три-хлор-2,2-біс (n -хлорфеніл) Етана (ДДТ) і етилового спирту, з'єднань марганцю і фтору, етилового спирту і миш'яку, етилового спирту і тіурамдісульфіда, озону і аерозолю сірчаної кислоти. Посилення канцерогенної активності встановлено при спільному впливі нитробензола і бензідінсульфата. Значне посилення впливу на репродуктивну функцію організму виявляють при спільному хронічному впливі суміші бензину і хлорованих вуглеводнів.

прояв антагоністичного ефекту при комбінованому впливі на організм ксенобіотиків в більшості випадків обумовлене протіканням хімічних реакцій взаємодії цих речовин з утворенням малотоксичних сполук. Менш ніж адитивна дія за таким механізмом виявляють при спільному впливі на організм діоксид сірки і хлор, діоксид сірки і аміак, діоксид азоту і аміак (що утворюють малотоксичний нітрат амонію), хлороводень і аміак, монооксид вуглецю і аміак (взаємодіють з утворенням біологічно малоактивного карбонату амонію) , монооксид вуглецю і метан, монооксид вуглецю і толуол, стирол і формальдегід і ряд інших сумішей речовин.

Фізіологічний механізм антагоністичного ефекту проявляють снодійні і збуджують нервову систему речовини, що підвищують і знижують кров'яний тиск препарати, деякі хлоровані вуглеводні при спільному впливі з фосфорорганічними сполуками (хлоровані вуглеводні активують мікросомальні ензими, прискорюючи тим самим метаболізм фосфорорганічних сполук до малотоксичних продуктів), конкуруючі в організмі етиловий і метиловий спирти, етиловий спирт і етиленгліколь (на чому заснований метод лікування отруєнь метанолом і етиленгліколем шляхом введення етанолу) і т. п.

Антагоністичні ефекти, що проявляються при одноразовому комбінованому впливі, виявляються і в умовах хронічного спільного впливу. Крім того, при спільному хронічному впливі антагоністичні ефекти спостерігаються і для ряду інших речовин: діоксиду азоту та сірчистого ангідриду, діоксиду азоту та чотирихлористого вуглецю, оксидів азоту і оксидів міді, тетрахлорпентана і хлоренантовой кислоти, a-нафтохінону і малеїнового ангідриду, суміші ДДТ і гексахлорану з сінтоксом, екатіном і паратіон.

при комплексній дії ксенобіотиків на організм в залежності від їх фізико-хімічних властивостей, рецепторів, на які вони впливають в організмі, в залежності від механізму дії можливі ті ж три комбінації ефектів: аддитивное, синергетичне і антагоністичну дію. Наприклад, встановлено, що токсичний ефект при впливі малих доз і низьких концентрацій формальдегіду при одночасному надходженні його інгаляційним і пероральним шляхом не перевищує просту адитивність. При комплексній дії бензолу при вступі його в організм з водою і з повітрям токсичний ефект, залежно від рівня доз і концентрацій, проявляється неоднозначно:

— На рівні високих концентрацій спостерігається більш ніж адитивний (синергетичний) ефект;

— У міру зменшення впливають концентрацій отрути дію стає все більш і більш аддитивним.

Одночасне дію на організм ксенобіотиків і фізичних факторів навколишнього його середовища в більшості випадків супроводжується проявом синергетичних ефектів. Це обумовлено перш за все тим, що взаємозалежний ефект хімічних і фізичних факторів середовища проявляється в тих випадках, коли при певній інтенсивності впливу одного з них знижується загальна реактивність організму і підвищується чутливість його до дії іншого чинника. При певних рівнях впливу кожен з діючих на організм факторів може набувати домінуюче значення в їх сумарному біологічному ефекті.

При досить низькою, але гігієнічно значної концентрації токсичної речовини вплив фізичного фактора середовища істотно збільшується при підвищенні інтенсивності або часу його впливу. І навпаки, при рівній інтенсивності впливу фізичного фактора середовища значення ксенобиотика в сумарному біологічному ефекті, як правило, зростає при збільшенні його концентрації в повітрі, що вдихається або інших сумішах речовин, що надходять в організм.

В реальних умовах навколишнього середовища найбільшу практичну значимість має визначення токсичних ефектів при одночасному дії на організм різних ксенобіотиків і фізичних факторів середовища, таких як висока і низька температура, підвищена або знижена вологість атмосферного повітря, вібрація і шум, різного роду випромінювання, а також фізична навантаження.

вплив температурного чинника обумовлено зміною швидкості протікання токсичного процесу та функціонального стану організму (підвищенням чутливості організму до токсичної дії отрути, порушенням механізму терморегуляції організму і водно-сольового обміну, кровообігу, дихання та інших біохімічних процесів). При цьому, з одного боку, відбувається дія отрути на змінений організм, з іншого - взаємодію організму і отрути знижує стійкість організму до дії дуже, навпаки, низької температури. Внаслідок цього одночасний вплив на організм шкідливих речовин і високої або низької температури навколишнього середовища призводить до непропорційного підсумовування їх біологічних ефектів, викликаючи так званий «синдром взаємного обтяження». Виразність токсичного ефекту при одночасному впливі ксенобіотиків з підвищеною або зниженою температурою залежить від величини зміни температури, шляхи надходження отрути в організм, тривалості і режиму впливу отрути, його концентрації або дози.

При підвищених температурах синергетичний ефект поєднаної дії проявляють монооксид вуглецю, оксиди азоту, ртуть, деякі сполуки важких металів, бензин, анілін, тіоловиє отрути, хлорофос, іприт і інші хімічні сполуки.

При зниженій температурі навколишнього середовища синергетичний ефект поєднаної дії встановлений для монооксиду вуглецю, оксидів азоту, сірковуглецю, бензолу, бензину, трихлоретилена, аніліну.

Для ряду ксенобіотиків вплив температурного чинника на токсичний ефект при одночасному дії залежить від фізико-хімічних властивостей отрут. Встановлено, що для отрут-неелектролітів наркотичної дії I групи в умовах високих температур токсичний ефект посилюється, а для наркотиків II групи - знижується. Навпаки, в умовах низьких температур токсичність наркотиків I групи знижується, а наркотиків II групи - посилюється.

Підвищена вологість повітря підсилює токсичний ефект отрут, що вступають у хімічну і фізико-хімічну взаємодію з вологою вдихуваного повітря (оксидів азоту внаслідок утворення крапельок азотної і азотистої кислот, деяких хлорвмісних легко гідролізується з'єднань внаслідок утворення соляної кислоти, діоксиду сірки, сірководню та ін.), підвищує чутливість організму до токсичної дії фтористих з'єднань і деяких вуглеводнів нафти, але згладжує протягом інтоксикації бензином.

Шум і вібрація підсилюють токсичний ефект отрут і прискорюють прояв їх токсичної дії. Встановлено посилює дію шуму на біологічну дію монооксиду вуглецю, крекінг-газу, аерозолю борної кислоти, кварцового пилу. Під впливом загальної вібрації встановлено посилення токсичної дії фтору, свинцю, пилу металевого кобальту, кварцового пилу.

Одночасне дію на організм променевої енергії і ксенобіотиків проявляється неоднозначно. УФ-опромінення в дозах, близьких до оптимальної величиною (400 мкер / см2), Підвищує стійкість організму до ксенобіотиків. Однак більш високі дози, що перевищують оптимальну величину, або дефіцит природної УФ-радіації знижують стійкість організму до дії отрут.

Одночасне дію іонізуючої радіації і ксенобіотиків вивчено в основному в умовах одноразового (гострого) впливу на організм.

Встановлено, що попереднє або одночасне з іонізуючою радіацією гостре вплив хімічних речовин, що викликають розвиток в організмі тієї чи іншої форми гіпоксії (монооксид вуглецю, нітрит натрію, анілін і його похідні, ціаніди, нітрили, азиди та ін.), Супроводжується послабленням тяжкості радіаційного ураження. Це обумовлено тим, що в момент впливу іонізуючої радіації в організмі під впливом отрути створюються гіпоксичні умови, що ослабляють розвиток первинних радіохімічних процесів.

Інша група хімічних речовин, до якої відносяться митотические і сульфгідрильні отрути (ртуть та її сполуки, пероксид метилетилкетону, формальдегід, акрилова кислота та ряд інших з'єднань з ненасиченими зв'язками), володіє радіосенсібілізірующего дією. Одночасний вплив цих отрут з іонізуючою радіацією супроводжується посиленням її вражаючої дії.

Імовірно і третя група речовин, які при певних малих дозах захищають організм від вражаючої дії радіації, але в разі збільшення дози, навпаки, викликають посилення радіобіологічного ефекту.

Фізичне навантаження, Що надає значний і різнобічний вплив на всі органи і функціональні системи організму, в певній мірі обумовлює умови розробці, розподілу, перетворення і виділення отрут, а в кінцевому підсумку визначає розвиток і швидкість протікання інтоксикації. Ефект поєднаної дії фізичного навантаження і отрут залежить від багатьох умов (характеру і інтенсивності навантаження, ступеня втоми, природи отрути і рецепторів, на які вони впливають в організмі, характеру змін в різних органах і системах) і може проявлятися у трьох напрямах:

— Вплив фізичного навантаження на дію отрут;

— Вплив отрут на здатність виконувати фізичне навантаження;

— Вплив тренування фізичними навантаженнями на стійкість організму до отрути.

Сильне м'язову напругу, впливаючи на фізичні процеси в тому ж напрямку, що і висока температура навколишнього середовища, посилює токсичну дію метгемоглобинообразователей, монооксиду вуглецю, ціанідів, деяких азидів, парів соляної кислоти, чотирихлористого вуглецю, деяких антіхолін-естеразной речовин, діхлоретілсульфід, свинцю, ртуті та ряду інших речовин. Однак при спільному впливі фізичного навантаження і хлорофоса було відзначено зниження токсичності останнього [31].