Бесплатный автореферат и диссертация по биологии на тему

Эколого-физиологические аспекты токсикологии пресноводных животных

ВАК РФ 03.00.18, Гидробиология

Содержание диссертации, доктора биологических наук, Флеров, Борис Александрович

ВВЕДЕНИЕ. I

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ. 11

Глава I. СРАВНИТЕЛЬНАЯ УСТОЙЧИВОСТЬ ПРЕСНОВОДНЫХ

ЖИВОТНЫХ К ТОКСИКАНТАМ.

1. Состояние вопроса.23

2. Собственные результаты и их обсуздение . 25

Глава II. ЗАКОНОМЕРНОСТИ ДЕЙСТВИЯ ТОКСИЧЕСКИХ

ВЕЩЕСТВ НА ФИЗИ0Л0Г0-ЕИ0ХИМИЧЕСКИЕ ПРОЦЕССЫ У ВОДНЫХ ЖИВОТНЫХ.

1. Состояние вопроса. 38

2. Собственные результаты и их обсуждение а. Фенол.49 б. Хлорорганические пестициды . 55в. Фосфорорганические пестициды. 66 г. Особенности действия на дафний полихлор-пинена, перхлората аммония и фенола.73

Глава III. ПОВЕДЕНЧЕСКИЕ АСПЕКТЫ ТОКСИКОЛОГИИ

ВОДНЫХ ЖИВОТНЫХ.

1. Роль поведенческих реакций при изучении сублетального действия токсических веществ у водных животных .85

2. Собственные результаты и их обсуждение а. Условнорефлекторная деятельность рыб и сравнение ее чувствительности к токси кантам с другими проявлениями процессов жизнедеятельности . 92 б. Реакции избегания. 105 в. Симптомы отравления.115

Глава 1У. АДАПТИВНЫЕ ВОЗМОЖНОСТИ ВОДНЫХ ЖВОТНЫХ

К ДЕЙСТВИЮ ТОКСИЧЕСКИХ ВЕЩЕСТВ.

1. Состояние вопроса.128

2. Собственные результаты и их обсуждение .133

Глава У. ИНВАЗИОННЫЕ И ИНФЕКЦИОННЫЕ ПРОЦЕССЫ У РЫБ

ПРИ ТОКСИЧЕСКОМ ВОЗДЕЙСТВИИ

1. Состояние вопроса.143

2. Собственные результаты и их обсуждение а. Инвазия.147 б. Инфекция .153

Глава У1. ЗАКЛЮЧЕНИЕ.157

ВЫВОДЫ.167

Введение Диссертация по биологии, на тему "Эколого-физиологические аспекты токсикологии пресноводных животных"

Охрана окрркающей среды - наиболее актуальная и многоплановая проблема современности. Б соответствии с решениями ХХ1У,ХХУ, ХШ съездов КПСС,постановлениями ЦК КПСС и Совета Министров СССР "Об усилении охраны природы и улучшении использования природных ресурсов"(дек.1972 г.)," О дополнительных мерах по усилению охраны природы и улучшению использования природных ресурсов" (дек.1978 г.), Конституцией СССР, Законом Верховного Совета СССР об охране и использовании животного мира (июнь 1980 г.) и "Продовольственной программок СССР на период до 1990 года' и мерами по ее реализации (майский Пленум ЦК КПСС, 1982 г.) на основе научных разработок в нашей стране осуществляются мероприятия по охране окружающей среды.

Гидробиологической науке и ее разделу - водной токсикологии принадлежит ведущая роль в обосновании мероприятий по охране чистоты водной среды и рациональному использованию водных ресурсов. Серьезный научный фундамент водоохранных мер немыслим без получения информации о степени загрязнения водной среды, оценки существующей и потенциальной опасности поступающих в водоем токсических веществ. При решении этих задач в еодной токсикологии вырисовываются два подхода. Первый - аутотоксикологический или организменный, второй - синэкологический (Брагинский,1975).Ауто-токсикологические исследования - традиционные в водной токсикологии. Они отражают экспериментальное изучение действия токсических веществ на гидробионтов различных систематических групп и являются основным звеном в системе научно-исследовательских работ по установлению рыбохозяйственных предельно допустимых концентраций (ПДК)(Строганов,1971 а,б; Лесников,1973,1979). Второй подход,особенно его теоретическая сторона, стал разрабатываться сравнительно недавно (Камшилов,1973,1977,1979; Брагинский,1975, 1977,1981). В его основе лежит изучение процессов надорганизмен-ного уровня (популяции,вида,сообщества,экосистемы) биоценологи-ческими методами,включающими анализ структурных и функциональных параметров экосистемы для того,чтобы составить представление о ее возможностях выдерживать пресс токсикантов. В оценке сдвигов равновесия в водной среде становится полезным системный анализ (Федоров,1974,1975). Важность синэкологического изучения не вызывает сомнения,но оно пока еще слабо представлено в системе охранных мероприятий.

Знания,полученные при изучении одного уровня помогают объяснить явления,происходящие на другом. Аутотоксикология - основа экотоксикологии,поскольку действие загрязняющих веществ на систему не может быть понято без знания индивидуальных ответов. Кроме того, на организменном уровне токсичность проявляется наиболее четко. По этой причине такие традиционные показатели,как определение летальной концентрации,вызывающей 50% смертность ЦСзд) »нарушение роста,плодовитости по праву считаются основными.

Организменный уровень включает рассмотрение важных для водной токсикологии направлений: физиологического и экологического. Их разработка производилась нами,главным образом, применительно к пестицидам,которые среди токсических веществ представляют особую опасность.

Применение пестицидов на протяжении последних трех десятилетий привело к постоянно растущему загрязнению ими водной среды. Несомненно,что без пестицидов,обеспечивающих защиту сельскохозяйственных культур от насекомых-вредителей,сорняков,грибковых заболеваний, а также уничтожающих переносчиков инфекционных и инвазионных заболеваний человека и животных,невозможно обойтись. Их использование будет продолжаться еще многие годы.

В настоящее время загрязнение пестицидами окружающей среды представляет глобальную проблему,для решения которой недостаточен региональный подход, а требуются усилия всего человечества. Деятельность Совета экономической взаимопомощи,Комитета водных проблем европейской экономической комиссии ООН,Всемирной организации здравоохранения,исследования по соглашению между правительствами СССР и США о сотрудничестве в области охраны окружающей среды,по программам ЮНЕСКО "Человек и биосфера" и ряда других национальных программ направлены на решение многих проблем,связанных с последствиями применения пестицидов.

Снижение опасности использования пестицидов в значительной мере может быть достигнуто разработкой новых препаратов с высокой избирательной токсичностью по отношению к "организмам-целям". Для этого необходимы знания по токсикологии водных животных. В водной токсикологии, несмотря на громадное количество работ по острой токсичности загрязняющих веществ,не произведен их анализ в сравнительно-токсикологическом плане. Сравнительно-токсикологическое исследование дает возможность не только оценить действие вредных веществ на гидробионтов различных систематических групп,но и выявлять среди них объекты наиболее удобные,чувствительные для определения ЦДК и для целей биотестирования.

Особо стоит вопрос о действии токсических веществ на физиоло-го-биохимические процессы у водных животных. Известно,что токсиканты нарушают биохимические и физиологические процессы,обеспечивающие функционирование определенных органов и систем. Это влияние обусловлено самой природой токсикантов и происходит благодаря их сродству к естественным метаболитам организма. Патология начинается с нарушения "функции-мишени" и в конечном итоге может привести к заболеванию и гибели организма. Поэтому выявление физиологических механизмов действия токсикантов - первооснова для понимания патологических изменений организма. Однако в сфере изучения водных токсикологов рассматриваются общие черты проявления физиологического неблагополучия,характеризующие степень токсичности ¡действующего * вещества. Подавляющее большинство исследователей регистрируют неспецифические,глубоко зашедшие повреждения. Практически нет работ,изучающих специфические механизмы действия, позволяющие диагносцировать интоксикации и определять защитные системы организма. В этом отношении полезен опыт медицины по изучению избирательной токсичности,которая по-существу отражает характер взаимодействия химических веществ с организмом. Эта проблема успешно разрабатывается и приносит крайне важные результаты для практики (Альберт,1971; Парк,1973).

Вопрос о физиолого-биохимическом критерии определения токсичности остро дискутировался в 60-70 годах (Лукьяненко,1967,1973, 1979; Строганов,1971,1973,1975). В результате дискуссии утвердилось мнение,что он имеет свои ограничения. Для успешного использования физиолого-биохимических параметров в решении основного практического вопроса - определения ЦДК требуется дополнительное установление связи экологически значимых биологических процессов с изменениями функций организма. Дискуссия была полезной в плане определения места физиолого-биохимических исследований в водной токсикологии, кроме того, она заметно стимулировала эти исследования. В настоящее время в связи с необходимостью развития методов биотестирования знания физиолого-биохимических основ действия токсических веществ приобретает особую актуальность и практичекую направленность. Физиологические ( в том числе и поведенческие) и биохимические характеристики являются высокочувствительными показателями действия токсикантов. Многие из них могут быть с успехом применены в качестве экспресс-методов определения токсичности водной среды. Поэтому в одном из пунктов решения Всесоюзного симпозиума по теоретическим основам биотестирования (Борок,1981) рекомендуется воднотокснкологическим лабораториям усилить физиолого-биохимические исследования с целью разработки новых биотестов.

Б водной токсикологии физиологическим механизмам действия токсических веществ (в том числе и пестицидов) уделяется недостаточное внимание. Имеющиеся немногочисленные исследования по этому вопросу разрознены, а порой противоречивы. До сих пор не произведен их анализ и критическое осмысливание (Флеров,и др.,1978). Большой пробел имеется в изучении разнообразных форм поведения водных животных в токсической среде. Не уделено должного внимания реакциям избегания токсических веществ у водных животных,использованию поведения для обнаружения первичного действия токсикантов, диагностике отравлений. Все эти перечисленные вопросы относятся к важному,но неразработанному разделу токсикологии водных животных - физиологическому. Кроме того, такие важные экологические аспекты водной токсикологии как адаптивные возможности водных животных к токсикантам и влияние загрязняющих веществ на восприимчивость и течение инфекционных и инвазионных заболеваний, до сих пор остаются неизученными. Перечисленные проблемы водной токсикологии предопределили цели и характер нашего многолетнего исследования,которое выполнялось по заданиям и темам ПСНТ СМ СССР "Физиологические и биохимические механизмы действия токсических веществ у водных животных" 0& г/р 76057249)»Президиума АН СССР "Физиологические и биохимические механизмы адаптации водных животных к токсикантам" С№ г/р 81015326), "Теоретические основы биотестирования" (ДО г/р 81015327) и по проекту 02.02.13 сотрудничества СССР-США "Влияние загрязняющих веществ на гидро-бионтов и экосистемы водоемов".

Основной целью исследования было установление закономерностей действия наиболее распространенных в водоемах токсических веществ (фенолов, хлор-,фосфорорганических пестицидов) на пресноводных животных. Для достижения этой цели исследование выполнялось в двух направлениях: физиологическом и экспериментально-экологическом. В задачи работы входило:

1. Провести сравнительно-токсикологический анализ устойчивости пресноводных животных различных систематических групп к трем вышеперечисленным группам токсикантов, акцентируя внимание на слабойзученных видах (пиявках), с целью выбора наиболее удобных и чувствительных объектов для изучения физиологических механизмов действия токсических веществ и для биотестирования.

2. Изучить влияние токсикантов на физиолого-биохимические процессы у пресноводных животных,обращая особое внимание на определение специфических первичных механизмов,ответственных за развитие интоксикаций.

3. Выявить возможности использования физиолого-биохимических параметров как показателей токсичности водной среды.

4. Проанализировать поведенческие аспекты токсикологии водных животных. Изучить возможности использования поведенческих реакций для определения первых признаков неблагоприятного действия токсических веществ, а также для целей биотестирования качества водной среды. Сравнить закономерности проявления реакции избегания токсикантов у рыб и некоторых пресноводных беспозвоночных.

5. Выявить возможности осуществления фенотипической и гено-типической адаптации рыб к токсическим веществам.

6. Изучить действие токсикантов на восприимчивость рыб к инвазионным (ихтиофтириозу, дактилогирозу) и инфекционным (аэромонозу) заболеваниям.

Теоретическая значимость и научная новизна. Установленные эколого-физиологические закономерности действия токсических веществ у пресноводных животных расширяют современные представления о влиянии на них токсического фактора.

В диссертационной работе в рамках единого эколого-фиБиологического подхода развиваются два направления: физиологическое -новое для водной токсикологии и экспериментально-экологическое. Защищаются следующие основные положения и результаты работы.

Сформулировано положение об общих и специфических чертах патологии пресноводных животных при воздействии на них токсических веществ различной химической природы.

Выявлены и уточнены физиолого-биохимические механизмы действия широкораспространенных в водоемах токсических веществ (фенола,хлор- и фосфорорганических пестицидов) у пресноводных животных.

Впервые в водной токсикологии широко представлены поведенческие исследования,результаты которых рассмотрены с позиций физиологии и экспериментальной экологии. Установлен общий характер нарушений высшей нервной деятельности у рыб при действии токсикантов различной природы, а также их высокая чувствительность к загрязняющим веществам. Впервые обнаружено,что патологическое поведение (симптомы отравления пиявок) может быть средством идентификации определенных классов токсикантов. Определены общие закономерности проявления реакций избегания токсических веществ у пресноводных беспозвоночных.

Сравнительно-токсикологический анализ устойчивости пресноводных животных к хлор-,фосфорорганическим пестицидам и фенольным соединениям выявил отсутствие связи между местом организмов в филогенетическом ряду и их устойчивостью к токсикантам. Впервые определена сравнительная устойчивость класса пиявок (12 видов 4 семейств) к действию токсикантов различных классов соединений. Определены чувствительные и удобные для биотестирования объекты.

Рассмотрена проблема адаптации водных животных к токсическим веществам. Сформулировано положение,что основой приспособления является генотипическая адаптация. Одна из форм фенотипической адаптации - привыкание к токсикантам искусственного происхождения не проявляется; другая форма - поведенческая - может осуществляться^ не ко всем загрязняющим веществам.

Впервые в водной токсикологии показано,что при действии токсического фактора нарушается равновесие в системе "хозяин-паразит", а именно усугубляется исход инвазионных и инфекционных процессов у рыб.

Практическая ценность. Сделанные в диссертации выводы и рекомендации могут быть использованы для решения широкого круга вопросов,связанных с контролем и предупреждением загрязнения водной среды.

Выявленные специфические патофизиологические процессы при действии токсических веществ различной химической природы могут служить в качестве диагностических признаков отравления и оказывать помощь при экспертизе причин гибели водных животных (в первую очередь рыб). Сформулированное положение о наибольшей чувствительности к токсикантам поведенческих реакций (презде всего условнорефлекторной деятельности) позволяет рекомендовать их для определения пороговых величин загрязняющих веществ (ГЩК).

Предложены новые методы биотестирования природных и сточных вод: использование пиявок для идентификации пестицидов в воде; использование медицинской пиявки для обнаружения в воде фосфор-органических и карбаматных соединений. Разработанные в диссертации поведенческие методики применяются в научно-исследовательской работе по определению сублетального действия токсикантов в Институте экологической токсикологии (г.Еайкальск), во Всесоюзном научно-исследовательском институте охраны вод (г.Харьков).

Изложенные в работе новые теоретические представления нашли отражение в читаемых лекциях по водной токсикологии и поведению беспозвоночных в Московском и Ярославском Государственных университетах.

Апробация работы. Материалы диссертации докладывались на отчетных сессиях Института биологии внутренних вод АН СССР (Борок,1970-1983), I съезде Всесоюзного гидробиологического общества(ЯГБО)(Москва,1965)»Всесоюзной научной конференции по вопросам водной токсикологии (Москва,1968),Всесоюзном симпозиуме по водной токсикологии (Ленинград,1969),Научном симпозиуме стран членов СЭВ по вопросам водной токсикологии (Ленинград, 1969),II съезде ВГБО (Кишинев,1971),симпозиуме по экспериментальной водной токсикологии (Рига,1971), I Всесоюзном симпозиуме по поведению водных беспозвоночных (Борок,1972)»координационном совещании по теме-заданию ГКНТ СМ СССР "Установить закономерности действия токсических веществ на экосистемы водоемов с целью охраны чистоты воды и управления биологическими процесса

- 10 ми в водоемах и водотоках"(Киев-Борок,1973), III Всесоюзной конференции по водной токсикологии (Петрозаводск,1975),II Всесоюзном симпозиуме по поведению водных беспозвоночных (Борок, 1975),У1 Всесоюзном совещании по инфекционным болезням рыб(Ленинград, 1974), II симпозиуме по инфекционным болезням рыб (Москва, 1975), американо-советском симпозиуме по влиянию загрязняющих веществ на водные экосистемы и допустимым уровням загрязнения (г.Дулут,шт.Минесота,США , 1975)»советско-американском симпозиуме по методам контроля загрязнения водоемов (Борок,1976), Всесоюзном симпозиуме "Норма и патология в водной токсикологии" (Байкальск,1977),советско-американском симпозиуме по теоретическим вопросам водной токсикологии (Борок,1979),Всесоюзном симпозиуме по популяционным и ценотическим аспектам изучения гельминтов (Борок,1980)»Всесоюзном симпозиуме по теоретическим вопросам биотестирования (Борок,1981), 112 ежегодном собрании американского общества рыбного хозяйства (г.Хилтон-Хед,шт.Джорджия, СМ ,1982).

Публикации. По теме диссертации опубликовано 35 печатных работ.

Экспериментальная работа выполнена самостоятельно или совместно с сотрудниками лаборатории физиологии водных животных Института биологии внутренних вод АН СССР Г.А.Виноградовым, В.Р.Микряковым, В.Е.Матей, И.К.Ривьер, В.И.Козловской, Л.Н.Лал-киной, П.А.Ецовским, В.Л.Владимировым, Г.М.Чуйко,Т.И.Жариковой, Б.В.Тагуновым.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИИ

Объекты исследования. В качестве подопытных объектов выбирались распространенные пресноводные животные»достаточно чувствительные к токсикантам и удобные в анатомо-физиологическом отношении для проведения экспериментальной работы. Большинство изучаемых видов рыб - промысловые. Особое внимание обращено на слабой зученный в токсикологическом отношении класс пиявок.

В работе использовали 8 видов рыб: Abramis brama (L.) лещ, Abramis ballerus (L.) - синец, Rutilus rutilus (L.) -плотва, Perca fluviatilis (L.) - окунь, Esox lucius (L.) -Щука, Cyprinus carpió (L.) - карп, Garassius auratus (L.)

- карась, bebistes reticulatus (L.) - гуппи И 21 ВИД пресноВОДНЫХ беспозвоночных: Daphnia pulex ( De Ge er ) - дафНИЯ, Streptocephalus torvicornis (Waga, 1842 ) - жаброног, Asellus aquaticus (L. ) - водяной ОСЛИК, Astacus leptodactylus (Eschsch)

- длиннопалый рак , Limnaea stagnai i s (L.) -моллюск-прудовик, Planorbis corneus (L. ) - моллюск-катушка, Anadonta piscinalis (Miss.) - моллюск-беззубка, Hirudo medioinalis (L.), Haemopis sanguisuga (L.)i Hemiclepsis marginata (O.F.M.}, Protoclepsis tessulata (O.F.M.), Herpobdella octoculata (L.)» Herpobdella testacea (Savigny), Herpobdella nigricollis (Brandes) - ПИЯВКИ.

Токсиканты. Испытывали широкораспространенные в водоемах токсические вещества: фенол,хлор- и фосфорорганические пестициды, алкилсульфонатный детергент, перхлорат аммония,

Фенол производится промышленностью в большом объеме, поскольку является промежуточным продуктом для получения многих важных для хозяйства химических соединений: различных видов полимеров,хлорированных фенолов и т.д. Фенольное загрязнение исходит от производства деревообрабатывающих, нефтеперегонных заводов, от коксования угля, стока с ферм и канализации. В нашей работе использовался химически чистый фенол,растворы которого заменялись ежесуточно.

Пестициды попадают в водоем в результате сброса сточных вод производящих ядохимикаты промышленных предприятий, при авиаобработке сельскохозяйственных угодий и лесных массивов, неорганизованного стока с полей,подвергаемых обработке пестицидами, с водами дренажных систем и поверхностным стоком с заводских территорий.

Полихлорпинен (П X П) - нерастворимый в воде хлорорганический инсектицид,получаемый путем гидрохлорирования и хлорирования пинена. Используется для борьбы со свекловичным долгоносиком,колорадским жуком,гороховой зерновкой,клубеньковым долгоносиком. В наших экспериментах использовали химически чистый ПХП,разводимый на этаноле, а также 65% концентрат эмульсии. Расчеты для этого токсиканта и для других производили по действующему началу.

Гексахлоран (ГХЦГ, гексахлорциклогексан) - плохо растворимый в воде хлорорганический инсектицид широкого спектра действия. Он применяется для обработки плодовых садов,виноградников, для борьбы с саранчовыми,свекловичным долгоносиком,блошками, колорадским жуком и т.д. Нами использовался 12% дуст ГХЦГ, а также химически чистый гамма-изомер ГХЦГ (линдан).

Хлорофос (диптерекс, дилокс и т.д.) - растворимый в воде фосфорорганический инсектицид,обладающий широким спектром действия. Применяется в сельском хозяйстве как средство борьбы с разнообразными вредителями (мухами,клопом-черепашкой,хлебным жуком,колорадским жуком,картофельной коровкой). В наших экспериментах использовался химически чистый хлорофос, а также кристаллический продукт,содержащий 80% хлорофоса.

Карбофос (малатион) - слабо растворимый в воде фос-форорганический инсектицид контактного действия,употребляемый против сосущих насекомых. Нами использовался 30% концентрат.

Р о г о р (фосфамид) - слабо растворимый в воде универсальный фосфорорганический инсектицид, используемый в борьбе с разнообразными вредителями. Нами использовался 40% концентрат эмульсии.

В некоторых экспериментах применяли детергент "Лотос-71", основой которого является алкилсульфонат и химически чистый перхлорат аммония - окислитель жидкого топлива.

Для определения токсикологических параметров острые опыты с рыбой проводили в непроточных 20-литровых плексигласовых аквариумах с отстоянной водопроводной водой, с беспозвоночными -в 200-500 мл стеклянных банках в зависимости от размера животного. Температура 18-20°, pH 7.3-7.6, кислород 5-7 мг/л,жесткость 3 мгэкв/л. Действие каждой концентрации токсических веществ испытывали не менее,чем на 5 рыбах и 10-50 беспозвоночных в трех повторностях. Перед опытом животных акклимировали к лабораторным условиям на протяжении 3-7 суток. IC^q определяли интерполяцией и методом Беренса (Беленький,1963).

Биоэлектрическая активность. Миниатюрные потенциалы концевой пластинки (МШИ),характеризующие активность нервно-мышечного соединения, отводили внутриклеточно (из одиночных волокон красной мышцы грудного плавника карпа) с помощью стеклянных микропипеток с диаметром кончика 0.5-1 ,мкм, заполненных 3 М раствором KCl с сопротивлением не более 40 мом. Индифферентным служил jy

А&-А&С1 электрод с каолиновым переходником. Регистрируемые сигналы через катодный повторитель поступали на вход осциллографа С1-19Б с модифицированным блоком вертикального усиления и затем на чернилописец 0МПЧ-01. Ацетилхолиновый потенциал вызывали ионофоретическим введением 2М раствора адетилхолина в область концевой пластинки продолжительностью 0.1 сек при силе тока 1'10"7А.

Действие фенола на периферическую нервную систему изучали на обонятельном нерве окуня и щуки. Для этой цели использовали препарат изолированной головы рыб (не менее 5 экз. каждого вида). Раствор фенола наносили непосредственно на обнаженный нерв,раздражение которого производили с помощью биполярных серебряных электродов одиночными прямоугольными электрическими импульсами. Использовали такую силу раздражения, при которой возникающий потенциал действия (ЦД) нерва достигал максимальной амплитуды. ПД отводили монополярно,регистрацию производили на фотопленку с экрана осциллографа С1-19Б.

При исследовании влияния токсикантов на центральную нервную систему электрофизиологическими показателями служили как орто-дромный ответ обонятельной луковицы на электрическое раздражение обонятельного нерва,так и импульсные реакции в обонятельном тракте,вызванные химической стимуляцией выстилки. Эксперименты проводили на целом животном : карпе и щуке. Карпов обездвиживали внутримышечным введением листенона в дозе 1.5 мг/кг, щук -тубокурарина 5 мг/кг. Обездвиженное животное фиксировали в проточной камере. Обонятельные нервы и луковицу обнажали, вырезали стенки обонятельных мешков,которые перфузировали проточной водой со скоростью 18 л/мин.

Электрическое раздражение обонятельного нерва осуществляли с помощью платиновых электродов, на которые поступали одиночные импульсы от электростимулятора ЭСД-2. Суммарный ортодромный ответ обонятельной луковицы регистрировали стеклянными пипетками, заполненными раствором Рингера с агаром (<1 = 40 мкм) с Ag-AgCI переходом. Электрод помещали на поверхности рострального отдела луковицы. С электродов сигнал поступал на усилитель постоянного тока и затем на осциллограф С1-19Б.

Импульсную активность в тракте регистрировали биполярными хлорсеребряными электродами. Обнаженный тракт помещали на электрод и поднимали на воздух. Места контакта подсушивали и заливали вазелиновым маслом. С электродов регистрируемые сигналы поступали на усилитель переменного тока УЕГИ-02 и затем непосредственно и через интегратор (гь= 0.7 с) на двухлучевой осциллограф С1-18. Фоторегистрацию сигналов осуществляли с экрана осциллографа.

Для химической стимуляции выстилки использовали водные растворы некоторых аминокислот,которые в количестве 0.1 мл вводили в проток воды,омывающей обонятельную выстилку. Растворы токсикантов разводили на Рингере и наносили на поверхность луковицы.

Обмен натрия. Пассивную утечку натрия из организма рыб определяли в дистиллированной воде. Активное поглощение натрия из внешней среды оценивали по разности между потерей катиона в дистиллированной воде и изменением концентрации в среде, содержащей соли натрия. Перед опытом рыб акклимировали в воде с пониженным содержанием солей (12-14 мг/л ца ) в течение 2-5 суток для активации натрий-сорбирующего механизма. Натрий определяли методом фотометрии в пламени. Первые сутки после внесения токсиканта показания регистрировали каждые 3 часа, в дальнейшем пробы брали 1-2 раза в сутки. Каждое определение производили на 4-6 рыбах.

- 16

Биохимические показатели« Активность А Т-Ф - азы в жабрах рыб (АТФ-фосфогидролазы 3.6.1.3) определяли по приросту неорганического фосфора после инкубации с АТФ в течение 30 мин. в среде, содержащей 2 мМ АТФ, 4 мМ МеБ04 ДО мМ КС1Д00 мМ ШЯ, 0.1 мМ ЭДТА и 10 мМ трис-НС1. Для выявления доли }&а+, К+ -АТФ-азы к инкубационной среде добавляли строфантин К 2.5. 10""%. Неорганический фосфор определяли по методу Узбекова (1964).

Холинэстеразы ганглиев моллюсков и сыворотки крови рыб изучали методом диск-электрофоре за в полиакриламидном геле (Маурер,1971) с использованием прибора фирмы "Ренал" и блока-камеры,изготовленной в ИБВВ АН СССР. Разделяющий гель поли-меризовали на буфере трис-НС1 (рн 8.9)»концентрирующий гель получали фотополимеризацией с рибофлавином на буфере трис-НС1 (рн 6.7). Электродные сосуды заполняли трис-глицериновым буфером (рН 8.3). Для удаления непрореагированных продуктов полимеризации (акриламида,бис-акриламида,персульфата аммония),которые могут взаимодействовать с ферментами,проводили холостую разгонку в течение 2 часов при силе тока 100 мА. Гомогенаты ганглиев готовили на холоду из расчета на 0.9 мг ткани 0.15 мл дистиллированной воды. В одну ячейку блок-камеры вносили 0.02 мл образца гомогената ганглиев или 0.04 мл сыворотки крови,приготовленных в первом случае на 50$ сахарозе (1:1), во втором на 20$. В одну трубочку прибора фирмы "Ренал" добавляли 0.2 мл образца, приготовленного на 20$ сахарозе. Белок определяли по методу Лоу-ри. Время электрофореза 1.5 часа,первые 10-15 мин. при силе тока 30 мМ,а остальное время - 100 мА на камеру и 0.5 мА на трубочку. По окончании электрофореза гель выдерживали 30 мин.в 10$ формалине на холоде,затем промывали дистиллированной водой и на

30 минут помещали в прединкубационную среду. Холинэстеразу ганглиев моллюсков выявляли по методу ( Karnovsky,Roots ,1964) с использованием субстрата ацетилтиохолинйодид, а для выявления холинэстераз сыворотки крови применяли и другие субстраты. Ингибиторы (хлорофос,эзерин) вносили в прединкубадионную среду. Опыты in vitro проводили с кадцым ингибитором на 90 особях беспозвоночных, на 10-15 рыбах каждого из 4 изученных видов. Электрофореграммы денситометрировали на микрофотометре МКФ-4.

Активность ацетилхоликзстеразы определяли также методом Эл-лмана ( Ellman ,1961) в модификации Масловой и Резника (1976). Для этого пробы мозга замораживали и гомогенезировали на холоду в стеклянном гомогенизаторе,центрифугировали при 3500 g и температуре - 2° в течение 10 мин. Гомогенаты готовили на фосфатномf буфере (рН 7.5) в разведении 1:1500. Для определения активности фермента в пробирки вносили по 3.0 мл суспензии гомогената,0.5 мл смеси 0.001 М ДТНБ и 0.006 М ацетилхолиниодида в соотношении 1:1. Для проведения опытов растворы токсиканта приготовляли на фосфатном буфере. Использовали коммерческие препараты: ацетил-ТИОХОЛИНИОДИД фирмы " Sigma "и ДТНБ фирмы " Aldrich. "(США). Пробы инкубировали в водяной бане при температуре 30°в течение 30 мин. Гидролиз ацетилхолинйодида останавливали прозерином. Пробы фотометрировали на спектрофотометре " Spektromora " при длине волны 412 нм. Активность фермента измеряли сразу после приготовления гомогенатов. Молярная экстинция ДТНБ - 14823. Исследования по каждой точке опыта проводили на 7-16 рыбах,каждая проба дублировалась. Расчет активности ацетилхолинэстеразы проводили по начальной скорости реакции в I М ацетилхолинйодида на I г ткани мозга в час.

- 18

Исследования на дафниях. Токсический эффект учитывался по многим биологическим показателям дафний (Лесников, 1971). Наблюдения проводили за общей двигательной активностью.ростом особей, интенсивностью потребления пищи.Учитывали!цвет рачков,накопление жира,состояние яичников и зародышей,их количество,состояние раковины, морфологические изменения и т.д. Двигательную активность дафний определяли при помощи фотоэлектрического регистратора. Активность животных выражали в импульсах,соответствующих числу пересечений особями светочувствительного экрана.

Потребление пищи изучали при помощи радиоуглеродного метода. Эксперименты производили в стаканчиках объемом 100 или 200 ш с 10 особями в каждом. Вносили суспензию из меченой С^ хлореллы из расчета 5-6 тысяч клеток на литр. Через определенное время подопытных дафний отмывали от суспензии,фиксировали формалином, высушивали и из них приготовляли препараты. По величине радиоактивности препаратов судили о количестве потребленного корма.

Обработку материалов наблюдений за состоянием экспериментальной популяции,естественно формирующейся из нескольких материнских особей,производили по методике,применяемой для изучения,«.; структуры популяции ветвистоусых. У 100 особей определяли пол, размер,состояние яичников,количество эмбрионов,стадии их зрелости и т.д. Получаемые данные позволяли судить о популяции в целом: ее численности,количестве выживших исходных особей,молоди, самцов,яйценосных и эфиппиальных самок.

Поведение. Условные рефлексы. В работе использовали общепринятые методики выработки двигательно-оборони-тельных и двигательно-пищевых условных рефлексов у рыб (Празд-никова,1962). Первая основана на формировании навыка перехода из одной половины аквариума в другую при помощи механического воздействия на рыбу, вторая - на выработке хватания рыбой под-вешанной бусинки после которого подавался корм (мотыль). Двига-тельно-оборонительные рефлексы исследовали на 8 золотистых карасях размером 13-14 см, а двигательно-пшцевые - на 13 (у 5 карасей определяли типологические особенности высшей нервной деятельности) .

Для токсикологических целей нами (Флеров,Матей,1971) была разработана и применена специальная методика выработки групповых, двигательно-пшцевых условных рефлексов,отличающаяся от других методик возможностью одновременного исследования условно-рефлекторной деятельности на достаточно большом количестве рыб (группе из 7 рыб). Исследование с применением этой методику выполнено на 56 самках гуппи.

Сексуальное поведение. Опыты проводили на гуппи в 2-х стеклянных 3-х литровых аквариумах. В одном из них с раствором фенола (опыт) 3 самца гуппи выдерживали в течение 15 мин.,затем к ним подсаживали самку и на протяжении последующих 15 мин. визуально подсчитывали количество сексуальных реакций. Одновременно в другом аквариуме с чистой водой (контроль) проводили аналогичные наблюдения. Наличие 3 самцов на I самку создавало конкурентные условия для проявления естественного полового поведения у самцов гуппи. Как подопытные,так и контрольные рыбы выбирались случайным образом. В нормальных условиях самцы гуппи демонстрируют высокую сексуальную активность,в которой наиболее отчетливо выделяются 4 основные формы: I - непрерывное преследование самки, 2 - нанесение легких ударов рылом в область генитального отверстия самки, 3 - отгибание гоноподия и стремление к копуляции, 4 - проявление реакции "самодемонстрации",выражающейся в максимальном расправлении плавников,появлении интенсивной окраски и характерном дрожании корпуса. В экспериментах регистрировали в сумме 2 и 4 формы полового поведения, так кал I и 3 трудно подсчитывать. Всего в опытах использовано |260 самцов и 120 самок.

Реакции избегания. У жаброногов и водяных осликов реакцию избегания исследовали в дихотомической камере с длиной рукавов 100,шириной и глубиной 15 мм. В один из них подавался раствор испытуемых веществ,приготовляемых на водопроводной воде,в другой - водопроводная вода. В контрольных экспериментах вместо растворов в камеру подавали также водопроводную воду. Скорость подачи составляла 0.5 л/час. Раствор и воду в рукавах камеры чередовали для предотвращения выработки условного рефлекса на сторону. Реакцию избегания оценивали по количеству {%) животных,находящихся в растворе и в воде. Их регистрацию осуществляли каждые 2 минуты на протяжении 30 мин. Опыт с каждым раствором производили с 5 животными в 5 повторностях.

У пиявок и рыб избегание токсикантов изучали в камере размером 600 х 50 х 50 мм с двумя встречными потоками воды и раствора. Одинаковая скорость 0.5 л/час, а также общий сток в центре камеры создавали четкую границу сред "вода-токсикант".Направление потоков чередовали. Реакцию оценивали по времени пребывания отдельного животного в той или иной зоне камеры в течение 10 минут. Для испытания действия каждого раствора брали не менее 14 животных.

Симптомы отравления. Симптомы отравления Ф0СД0С и фенолом наиболее детально исследовали у пиявок 3 семейств: а1озз1р1юп:1±аае - плоские пиявки; н±гий±п1с1ав - челюстные пиявки, Негроъаешаае - глоточные пиявки. Представите

ЛИ первого семейства: Protoclepsis tessulata,Hemiclepsis raarginata ; второго: Hirudo medicinalis, Haemopis sanguisuga; третьего: Herpobdella octoculata, Herpobdella testacea, Herpobdella п1Ег1со111зПроизводили фоторегистрацию и визуальное наблюдение. Особое внимание обращали на выявление особенностей патологии поведения в растворах различных групп токсикантов, специфических признаков отравления.

Пиявок отлавливали в окрестностях п.Борок (кроме Hirudo medicinaliвкоторых приобретали в аптеках) и акклимировали в течение 3-6 суток к лабораторным условиям. При температуре 18-21° испытывали приготовленные на отстоянной водопроводной воде растворы фенола (50-1000 мг/л)»хлорофоса (0.0001 - 300 мг/л),карбофоса (0.01-50 мг/л),рогора (1—100 мг/л) и полихлорпинена (0.1 - 30 мг/л). Крупные ВИДЫ ПИЯВОК Н.medicinalis и Н. sanguisuga помещали по I экз. в заполненные до краев раствором 200-мл сосуды,которые плотно прикрывали крышкой,чтобы предотвратить бегство червей. Крышки убирали после нарушения локомоции у животных. Средние и мелкие виды пиявок помещали по 5-10 экз. в 500-мл стаканы. Весь опыт длился 5 суток: 2-суточная экспозиция в растворе токсиканта и 3-суточная отмывка в многократно заменяемой чистой воде. Отмывка необходима из-за трудностей определения смерти у обездвиженных пиявок. На испытание одной концентрации токсиканта приходилось от 5-10 до 20-50 червей. В процессе отравления пиявок взвешивали.

Адаптация рыб к токсикантам. Опыты ставили в 3-литровых стеклянных аквариумах. В первом варианте гуппи адаптировались в сублетальной концентрации фенола (12.5 мг/л) на протяжении одной недели,четырех месяцев,а также в максимально переносимой концентрации (16.7 мг/л) в течение недели и одного месяца. Затем их помещали в раствор с летальной концентрацией фенола 37.5 мг/л,который служил тестирующим раздражителем. Все токсические растворы в опыте и воду в контроле меняли ежедневно.

Индивидуальный отбор гуппи производили по признаку большей устойчивости к фенолу. Для этого 50 самок и 50 самцов исходного гетерогенного поколения помещали в остротоксический раствор

37.5 мг/л при температуре 20-21°. Пять процентов выживших особей (3 самца и 2 самки) после эксперимента раздельно помещали в аквариумы с чистой водой. Примерно через полмесяца самок подсаживали к самцам для получения потомства. Рождавшуюся молодь для выращивания отсаживали в дополнительный аквариум. При появлении первых признаков полового диморфизма их отделяли от самцов и раздельно выращивали в течение 4-5 месяцев до наступления половозрелости, затем снова подвергали воздействию той же концентрации. Всего.устоичивость наблюдали у трех поколений гуппи. Аналогично проводили опыты по отбору к ПХП, только ограничивались изучением I поколения.

Инвазия и инфекция. Изучали два инвазионных заболевания рыб: ихтиофтириоз и дактилогироз. Возбудителем первого является ichtyophthirius multifiliis - эктопаразит из группы простейших, повсеместно распространенный у рыб внутренних водоемов,поражающий особей почти всех видов пресноводных рыб и вызывающий во многих случаях их массовую гибель. Экспериментальное заражение проводили в 1-литровом аквариуме при температуре 20-22°. Доза инвазионного начала составляла 2000 бродяжек паразита на каждую особь. Через 12 часов после заражения рыбы пересаживались в другие, большие по объему аквариумы и содержались в них при той же температуре.Учет степени зараженности осуществляли на-5-7 день после инвазирования. Условия заражения и содержания подопытных и контрольных особей были одинаковыми. Опыты с ихтио-фтириозом проводили на карпах-сеголетках и взрослых гуппи. Всего было использовано 390 особей, в том числе карпов - 270 и гуппи - 120, включая исходных родительских особей и полученных от них гуппи I и II поколений,а также интактных, контрольных рыб. В каждой отдельной серии опытов использовали не менее чем 15 подопытных и контрольных особей.

Заболевание дактилогирозом вызывали путем помещения интактных карасей и карпов на 14 дней в аквариум с зараженными рыбами паразитами рода Dactylogyrus: D.anchoratus, D.intermedins, D. achmerowi, после чего производили их вскрытие для подсчета общего количества паразитов. Всего за время проведения экспериментов просмотрено 510 рыб.

Моделью инфекционного процесса служила широко распространенная болезнь - острая форма аэромоноза или краснухи. Рыб инфицировали вирулентной культурой Aeromonas punctata ,выделенной из больных карпов курчанского рыбхоза Краснодарского края.

Заключение Диссертация по теме "Гидробиология", Флеров, Борис Александрович

ВЫВОДЫ

1. В результате проведенного сравнительного анализа устойчивости пресноводных животных к токсическим веществам, выявлено отсутствие связи между местом организмов в филогенетическом ряду и устойчивостью к фосфор,- и хлорорганическим пестицидам и фенольным соединениям. Обнаружена примерно одинаковая устойчивость пресноводных беспозвоночных и рыб к хлорорганическим пестицидам. Наиболее чувствительны к фосфорорганическим пестицидам беспозвоночные, а среди них - ветвистоусые раки. Определена сравнительная устойчивость 12 видов 4 семейств пиявок к действию токсикантов различных классов соединений.

2. Патологические процессы (интоксикации) водных животных, вызванные веществами различной химической природы, находятся под контролем центральной нервной системы и характеризуются как общими, так и специфическими чертами проявления. Последние зависят от вида организма и класса токсических веществ.

3. Показано, что нарушение высшей нервной деятельности -неспецифическая черта проявления патологии. Установлен общий характер нарушений высшей нервной деятельности у рыб при действии токсикантов различной природы, а также их высокая чувствительность к загрязняющим веществам. Показано, что условнорефлекторный метод - наиболее чувствительный метод определения сублетального действия токсикантов.

4. Выявлены или уточнены некоторые физиолого-биохимические механизмы действия наиболее распространенных токсических веществ у пресноводных животных.

Фенол действует как разобщитель.окислительного фосфорили-рования, угнетает активный транспорт натрия и нарушает передачу

- 168 возбуждения в мионевральном синапсе рыб.

Хлорорганические пестициды (1Ш1 и ГХЦГ) обладают ярко выраженным центральным действием. Они влияют на активный транспорт ионов у рыб. ПХП в отличие от ГЩГ нарушает адгезионные свойства мембран клеток жаберного эпителия рыб и вызывает потерю из организма ионов натрия.

Основой действия фосфорорганического пестицида хлорофоса у моллюсков (прудовика и катушки) является ингибирование холин-эстеразы нервных ганглиев, а у карповых рыб (карпа,леща,плотвы, синца) - ингибирование холинэстеразы и ацетилхолинэстеразы сыворотки крови. Ацетилхолинэстераза мозга рыб значительно устойчивее к ФОС сывороточной. Устойчивость пресноводных животных к токсиканту коррелирует с чувствительностью их ферментов-мишеней.

Выявлены особенности действия фенола,ПХП.ДХА на биологические процессы Бар1ш1а ри1ех. Фенол снижает потребление корма и приводит к истощению организма. ПХП нарушая белковый обмен, вызывает морфологические уродства и действует на эмбриогенез. ПХА непосредственно влияет на овогенез и эмбриогенез.

5. В патологическом поведении (симптомокомплексе отравления) пиявок при воздействии различными токсическими веществами различаются специфические, свойственные действию отдельной группы соединений, черты. Они могут использоваться в биотестировании для идентификации класса токсических веществ.

6. Предложены новые методы биотестирования токсичности вод: метод групповых двигательно-пшцевых условных рефлексов на рыбах, использование пиявок для идентификации пестицидов в воде, обнаружение в воде фосфорорганических и карбаматных соединений при помощи медицинской пиявки.

- 169

7. Выявлены общие закономерности проявления реакции избегания токсических веществ у беспозвоночных С в-Ьгер-ЬосерЬаХиБ ^^1согп18,Азе11иБ адиа-Ысиэ, Шгийо те^сзлаНэ реакция пропорциональна логарифму концентрации вещества. Определены пороговые концентрации веществ, вызывающие избегание. Наиболее эффективно избегаются фенолй и детергенты, наименее эффективно или совсем не избегаются пестициды.

8. Фенотипическая адаптация (привыкание) водных животных к токсикантам практически не проявляется. Осуществляется лишь поведенческая адаптация - уход животных от вредного фактора (реакция избегания). Приспособление осуществляется путем . генотипической адаптации. Однако отбор рыб на устойчивость к токсическим веществам может приводить к ослаблению защитных механизмов организма к инвазии.

9. Выявлено усугубляющее действие токсических веществ на исход инвазионных процессов у рыб: действие ПХП и фенола повышает восприимчивость к ихтиофтириозу, хлорофос способствует более сильному заражению дактилогирозом, сублетальное воздействие ПХП и острое хлорофоса усиливает гибель рыб от аэромоноза.

Глава У1. ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Разработка физиологического направления водной токсикологии показала, что в патологии пресноводных животных, вызываемой токсическими веществами, следует различать как общие, так и специфические черты. Последние обусловлены своеобразием механизмов действия различных классов токсикантов.

Любая патология развивается вследствие нарушения гомеостаза, который следует понимать как постоянное уравновешивание функций организма с колебаниями внешней среды (И.П.Павлов),т.е. как непрерывный обмен, направленный на поддержание свойств и состава организма в границах нормы. Гомеостаз регулируется нервной и нервно-эндокринной системами. Первой принадлежит решающая роль, поскольку она держит под контролем весь организм. Ццеи нервизма, разработанные И.П.Павловым, нашли свое развитие во многих работах патологов (Сперанский,1955; Иванов-Смоленский, 1952; Горизонтов,1952,1973).

Принцип нервной регуляции является основополагающим принципом отечественной патологии. Как показали наши исследования по влиянию токсических веществ (фенола,ПХП) на условнорефлек-торную деятельность рыб, он распространяется и на токсикологию водных животных. Центральная нервная система осуществляет точ-* ное и тонкое уравновешивание организма с окружающей средой. Любое, даже местное сильное воздействие настолько изменяет поток афферентной импульсации, идущей от места повреждения к центральной нервной системе, что это в конечном счете может привести к нарушению нервной регуляции.

Из наших экспериментальных данных следует, что фенол в низ

- 158 ких концентрациях в первую очередь нарушает процесс нервной регуляции - высшую нервную деятельность. Наряду с этим токсикант вызывает местные эффекты - блокирование нервно-мышечной синаптической передачи и раздражение внешних покровов рыб. Благодаря раздражающему действию фенола осуществляются реакции избегания. ПХП в токсически-эквивалентной с фенолом концентрации (48 час.0.1 Юзд) вызывает аналогичные, но более глубокие изменения условнорефлекторной деятельности. Кроме того, в острых опытах установлено прямое повреждающее действие высоких концентраций ПХП на центральный отдел обонятельной системы рыб.

В целом проведенное нами исследование фенольной интоксикации и отравления рыб ПХП выявило общность закономерностей нарушения условнорефлекторной деятельности при действии токсических веществ и других альтерирующих факторов. Продемонстрирована ведущая роль высшей нервной деятельности в развитии патогенеза, показана ее высокая чувствительность к действию токсикантов. Сравнение чувствительности различных показателей жизнедеятельности гуппи к фенолу показало, например, что нарушения условных рефлексов наступают при концентрациях по крайней мере на порядок ниже таковых, при которых изменяются другие процессы. Условнорефлекторный метод предложен как один из тестов для определения ЦДК вредных веществ.

Остановимся на общих чертах патологии. Фундаментальный вклад в развитие концепции об общих закономерностях течения болезней внес известный канадский исследователь Г.Селье. Его учение о стрессе как общем адаптационном синдроме, в котором различают реакцию тревоги (мобилизацию защитных сил организма), стадию адаптации (резистентности) и стадию истощения, нашли широкое распространение. Важным в этой теории является установление роли гормональных явлений: на любой патогенный раздра

- 159 китель организм реагирует секрецией адренокортикотройного гормона, который побуждает кору надпочечников вырабатывать корти-костероидные гормоны. Последние вызывают инволюцию элементов лимфоидной системы (Селье,1960,1972). Болезнь, согласно Г.Селье, вызывается не одной причиной (патогенным возбудителем), а в значительной степени является следствием неспецифического стресса.

Общие черты проявления патологии при действии различных токсических веществ на водных животных отмечались многими авторами, в том числе и в нашем исследовании: повышение общей возбудимости, нарушение рефлекса равновесия, соотношения энергетического и пластического обмена, деструктивные патоморфологические явления и т.д. Имеются работы (Дукьяненко,1965;Кауфман,1975), в которых показана трехфазная реакция водных животных на действие токсикантов, соответствующая схеме общего адаптационного синдрома. К сожалению нет работ, демонстрирующих роль гормональной регуляции в патогенезе водных животных. Такие работы могли бы служить прямым доказательством применимости теории Г.Селье к водным животным.

К физиологическому направлению относится также исследование механизмов действия фенола, хлор-, фосфорорганических пестицидов, при которых особое внимание обращалось на выявление специфических механизмов, функций-мишеней, определяющих развитие па- • тологического процесса и судьбу организма в целом.

В отношении фенола установлено первоначальное повреждение передачи возбуждения в мионеврапьном синапсе. Определенная нами специфика действия одного из распространенных хлорорганических пестицидов - ГОШ проявляется в нарушении адгезионных свойств жаберного эпителия и в пассивной утечке натрия из организма. Этот процесс настолько характерен, что его можно использовать

- 160 в качестве биотеста на присутствие в воде ПХП.

Специфические черты наблюдались и при детальном исследовании симптомов отравления пиявок пестицидами различных классов. Поведенческие реакции оказались пригодными для определения в воде загрязняющих веществ того или иного класса, т.е. впервые было показано, что методы биотестирования могут одновременно использоваться для идентификации токсических веществ. Однако мы даем себе отчет в том, что в развитии такой сложной задачи, каковой является идентификация токсикантов при помощи биообъектов, сделаны лишь первые шаги и предстоит дальнейшая работа по выявлению индикаторных организмов.

Устойчивость организма к вредным веществам определяется доступностью токсиканта для функции-мишени (проницаемостью, чувствительностью последней к токсическим веществам) и эффективностью процессов детоксикации и элиминации. Определяющее звено - чувствительность функции-мишени. Наши результаты по изучению устойчивости водных животных к фосфорорганическим пестицидам показали, что слабая резистентность функции-мишени к токсиканту (хлорофосу): холинэстеразы нервных ганглиев у прудовика по сравнению с катушкой и холинэстеразы сыворотки крови плотвы и синца по сравнению с ацетилхолинэстеразой сыворотки крови леща и карпа (у последних двух видов холинэстераза в сыворотке отсутствует). Ацетилхолинэстераза мозга устойчивых (лещ) и слабоустойчивых (плотва) видов имеет примерно одинаковую чувствительность к токсиканту. Это означает, что данный фермент, в отличие от холинэстеразы сыворотки крови, не определяет устойчивость рыб к токсиканту.

Особенность, т.е. специфичность действия токсических веществ проявляется и на биологических процессах. Так, на примере

- 161

БарЬп1а ри!ех показано, что фенол не влияет на ово- и эмбриогенез. ПХА, наоборот, непосредственно действует на эти процессы. ПХП нарушает эмбриогенез и вызывает различные морфологические уродства.

Таким образом, в нашей работе продемонстрирована роль главной регуляторной системы - центральной нервной системы в патогенезе отравлений водных животных (рыб), дано представление об общих и специфических чертах патологии при токсическом воздействии веществами различной химической природы; выявлены или уточнены физиолого-биохимические механизмы широко распространенных в водоемах загрязняющих веществ: фенола,ПХП,1ХЦГ, хлорофоса. Показано, как знания механизмов действия помогают разработке чувствительных физиологических экспресс-методов определения токсичности водной среды (проблемы биотестирования). Все это составляет основу нового направления в токсикологии водных животных - физиологического.

Изученные нами поведенческие реакции представляют собой раздел исследований, находящихся на стыке двух дисциплин -физиологии и экспериментальной экологии. Поведение водных животных в последнее время все чаще используется для решения ряда вопросов водной токсикологии и, прежде всего, для определения сублетального действия загрязняющих веществ. Выше говорилось о высокой чувствительности условнорефлекторного метода, который применен нами впервые в водной токсикологии для обнаружения действия пороговых концентраций токсикантов, о возможности использования патологического поведения животных как средства идентификации токсикантов. Наряду с этим немаловажна и другая сторона изучения поведения. Поведение - активная,подвижная форма взаимодействия животного организма со средой. В неблаго

- 162 приятных условиях, каковыми являются загрязнения токсическими веществами, животные часто проявляют защитное поведение - уходят от вредного фактора (осуществляют реакцию избегания). Эти реакции являются адаптивными, и их считают (Серавин,1972) одной из форм проявления фенотипической адаптации.

Однако реакции избегания водными животными осуществляются не на все загрязняющие вещества. Проявление реакций зависит как от химической природы токсикантов, так и от вида животного. Показано, что реакция избегания рыб пропорциональна логарифму концентрации токсических веществ. В отношении беспозвоночных животных подобных сведений практически не было. Согласно нашим результатам по изучению избегания токсикантов водяными осликами, медицинской пиявкой, жаброногами реакции беспозвоночных также подчиняются концентрационной зависимости. Наиболее эффективно в сублетальных концентрациях избегаются детергенты ("Лотос-71") и фенол. Пестициды (хлорофос,ГШ!) практически не избегаются, что еще раз свидетельствует об их опасности для водных животных. Приведенные данные - основа для дальнейшего изучения реакций избегания. Задачей предстоящего исследования поведенческой адаптации является получение и накопление сравнительных данных по реакциям избегания загрязняющих веществ разной химической природы как в эксперименте, так и полевых условиях для того, чтобы составить полное представление об этом явлении у водных животных.

Разработка экспериментально-экологического направления в токсикологии включает проведение сравнительно-токсикологических исследований, изучение адаптации водных животных к загрязняющим веществам и влияние токсикантов на заразные заболевания рыб.

- 163

Водными токсикологами до сих пор не сделан выбор организмов, чувствительных к тем или иным группам (классам) токсикантов, т.е. не существует еще классификации гидробионтов по их устойчивости к вредным веществам. Хотя в литературе имеется материал по сравнительной устойчивости гидробионтов к различным загрязняющим веществам, его трудно анализировать и использовать из-за различных условий проведения опытов.

Токсикологический анализ собственных и сравнимых литературных данных показал, что устойчивость водных животных к трем классам токсикантов не зависит от их места в филогенетическом ряду. Это опровергает бытующее представление о том, что более древние организмы характеризуются повышенной резистентностью ко всем абиотическим факторам, включая и токсический.

Так, филогенетически древние виды ветвистоусых рачков Simocephalus serrulatus, Daphnia pulex ) менее устойчивы К ФОС и обладают примерно такой же резистентностью к ХОС, как более современный класс рыб. Пиявка Caspiobdeiia fadejevi оказалась достаточно чувствительной к ФОС и ХОС. Веснянки Pteronarcys californica )» занимающие в филогенетическом ряду (табл.2 и 3) среднее положение, отличаются самой высокой чувствительностью к ХОС. За ними следуют довольно древние ост-ракоды ( Cypridopsis vidua) .

Сравнительно-токсикологический анализ также дал возможность определить и уточнить чувствительность организмов к различным загрязняющим веществам и сделать правильный выбор тест-объектов.

В целом все водные беспозвоночные, за исключениеммалочужпг-вительных изопод ( Asellus brevicaudus ), значительно менее устойчивы к ФОС по сравнению с рыбами. Поэтому для определения

- 164 токсичности этой группы соединений следует использовать представителей беспозвоночных* Наиболее перспективны для целей биотестирования ФОС высокочувствительные ветвистоусые рачки. Для определения токсичности ХОС могут быть рекомендованы высокочувствительные к ним беспозвоночные: веснянки, остракоды; из рыб - лососевые. Изоподы, исключенные как тест-обьекты для ФОС, оказались пригодными при биотестировании ХОС.

Наши собственные данные по устойчивости и поведению разных семейств пиявок при токсических воздействиях позволили использовать этих животных не только для обнаружения, но и для идентификации в воде загрязняющих веществ.

При рассмотрении вопроса адаптивных возможностей водных животных мы исходили из общебиологической эволюционной точки зрения, согласно которой (Шмальгаузен,1969) диапазон нормы реакции к конкретному фактору внешней среды - итог эволюционного процесса, поддерживаемого естественным отбором. Фенотипи-ческая адаптация всегда определяется рамками генотипически ограниченной нормы реакции. Роль отбора в приобретении устойчивости рыб к токсикантам продемонстрирована нами на гуппи. Отбор носит неспецифический характер: устойчивые рыбы после селекции к токсиканту одной химической природы становятся одновременно устойчивыми и к веществу другого класса. Однако отбор на резистентность к токсикантам сопровождается ослаблением других защитных свойств организма (например, к инвазионным . возбудителям).

К настоящему времени в отношении фенотипической адаптации имеются противоречивые мнения. Если проявление одной из ее форм - поведенческой адаптации - очевидно, то другой - привыкания (изменения устойчивости самого организма) спорно. По наше

- 165 му мнению, фенотипическая адаптация будет происходить к тем веществам, которые по химическим свойствам близки к природным соединениям. Выработка специфических механизмов привыкания к качественно новым для природы химическим соединениям не представляется возможной (Флеров,1970; Глебович,1981) из-за того, что токсические вещества, как правило, являются ингибиторами важных метаболических процессов. Наши собственные данные по фе-нольному отравлению гуппи свидетельствуют об отсутствии у рыб фенотипической адаптации к токсиканту. На первый взгляд кажется, что они противоречат вышесказанному, поскольку фенол в известной степени является "природным" веществом - продуктом биологического разрушения самих гидробионтов (например,синезеленых водорослей). Но дело в том, что фенол как естественное соединение водоемов не является селективным фактором. Он содержится в ничтожных концентрациях, не приводящих гидробионтов к гибели. И лишь тогда, когда в водоем стали попадать отходы жизнедеятельности животных и человека (канализационные стоки, стоки животноводческих ферм и химической промышленности).содержащие фенол в высоких концентрациях, начался отбор гидробионтов на устойчивость к этому токсиканту.

Факты "привыкания" к искусственным токсическим веществам, приведенные в литературном обзоре (Malacea, 1968; LeBlanc, 1982), во многом объясняются методическими погрешностями проведения экспериментов (не соблюдались сроки акклимации). Акклима-ция к аммонию, подтвержденная в нескольких работах (Schuize--Wiehenbrauck, 1976; Thurston, 1981; Виноградов и др., 1982) действительно имеет место и происходит потому, что аммоний является естественным метаболитом жизнедеятельности организма животных.

- 166

Имеющийся к настоящему времени немногочисленный материал по адаптации пресноводных животных к токсикантам свидетельствует о наличии генотипической адаптации. Фенотипическая адаптация к токсическим веществам, по-видимому, не осуществляется.

Влияние токсических веществ на течение инвазионных и инфекционных процессов у водных животных стало изучаться лишь в последнее время. По этому вопросу имеются только единичные работы. Наши экспериментальные данные свидетельствуют о большой степени зараженности рыб инвазионными возбудителями ichthyoph-thirius muitifiliis, Dactylogyrus sp. после сублетального воздействия на них фенола, 1Ш1 и хлорофоса, об уменьшении устойчивости карпов к Aeromonas punctata после воздействия острых концентраций хлорофоса и сублетальных ПХП. Обнаружение усугубляющего влияния токсических веществ на течение инвазионных и инфекционных заболеваний и установление того факта, что в процессе отбора к токсикантам (формирования генотипической адаптации) ослабляются защитные механизмы организма к инвазии, свидетельствуют в целом об отрицательном влиянии загрязняющих веществ на взаимодействие животного организма с биологическими факторами среды, о нарушении приспособительных механизмов.

Библиография Диссертация по биологии, доктора биологических наук, Флеров, Борис Александрович, Борок

1. Авдосьев Б.С. Результаты применения хлорофоса в борьбе с фило-метроидозом карпа. В кн.: О новых и передовых методах борьбы с болезнями рыб в рыбоводческих хозяйствах Минрыб-хоза СССР: Тез.докл.сем.,М.,1977, с,1-3.

2. Алексеев В.А. Токсикологическая характеристика и симптомокомп-лекс острой фенольной интоксикации водных насекомых и паукообразных. В кн.: Влияние фенола на гидробионтов., М.,1973, с.72-89.

3. Алексеев В.А.,Антипин Б.Н. Токсикологическая характеристика и симптомокомплекс острой фенольной интоксикации некоторых пресноводных ракообразных и моллюсков. Гидробиол.журн., 1976,т.12,& 2,с.37-44.

4. Алексеев В.А.,Лесников Л.А. Пестициды и их влияние на водные организмы. йзв.ГосНИОРХ,1977,т.121,с.8-94.

5. Алексеев В.А.,Успенская Н.Е. Токсикологическая характеристика фенольного отравления некоторых пресноводных червей. -Гидробиол.журн.,1974,т.10,№ 4,с.48-55.

6. Алексеев В.А.,Флеров Б.А. Действие фенола на фотореакции и устойчивость Ciiironomus plumosus и Limnochares aquatica.- Информ.бюд."Биол.вну тр.вод",1972,№ 13,с.33-37.

7. Алексеев В.А.,Флеров Б.А. Реакция избегания токсических растворов фенола у некоторых водных насекомых и паукообразных.- Информ. бюл." Биол. вну тр. вод", 1972, Jé 14,с.32-35.- 171

8. Алексеев В.А.,Флеров Б.А. Некоторые особенности поведения водных беопозвоночных (1пзесЪа, АгасЬпо±аеа ) В УСЛОВИЯХ фенольной интоксикации. В кн.: Поведение водных беспозвоночных .Борок,1972,с.3-13.

9. Алымова Т.П. Адаптация ветвистоусых ракообразных к хроническому фенольному о травлению.:Ав тореф.дис.канд.биол.наук.-Петрозаводск,1975. 31 с.

10. Альберт Э. Избирательная токсичность. М.,1971. - 431 с.

11. Аудулев К.К. и др. Методика количественной оценки эффекта дейст вия токсических веществ на массовые виды планктонных ракообразных на уровнях особи и популяции. В кн.: Методы биологических исследований по водной токсикологии. М., 1971, с.143-152.

12. Бауер О.Н. и др. Ихтиопатология. М.,1977. - 431 с.

13. Беленький М.Л. Элементы количественной оценки фармакологического эффекта. Л.,Медгиз, 1963. - 110 с.

14. Брагинский Л.П. Экологические подходы к исследованию механизмов действия токсикантов в водной среде. В кн.Нормирование и контроль качества поверхностных вод. Киев,1975,с.5-15.

15. Брагинский Л.П. Понятия нормы и патологии на надорганизменном уровнях организации живого (в условиях водной среды) -В кн.: Норма и патология в водной токсикологии: Тез.докл. Всес.симп. ,Байкальск,1977,с.П-13.

16. Брагинский Л.П. Теоретические аспекты проблемы "нормы и патологии" в водной экотоксикологии. В кн.: Теоретические вопросы водной токсикологии. Л.,1981,с.29-39.

17. Брагинский Л.П. и др. Некоторые особенности поведения водных беспозвоночных в токсической среде и их значение для этологии. В кн.:Поведение водных беспозвоночных.Борок,1972,с.14-21.

18. Брагинский Л.П. и др. Персистентные пестициды в экологии пресных вод. Киев.Наукова думка,1979. - 141 с.

19. Бурмакин Е.В. Химический метод рыбохозяйственного преобразования озер. Изв.ГосНИОРХ, 1963,т.55, с.7-16.

20. Бурмакин Е.В. Летальные концентрации полихлорпинена для некоторых пресноводных рыб. Изв.ГосНИОРХ, 1963,т.55, с.26-29.

21. Бурмакин Е.В. Химический метод рыбохозяйственного преобразования озер. М.,1965. - 56 с.

22. Буртная И.П. Влияние изомеров токсического гексахлорана (ГХЦГ) на брюхоногих моллюсков методом осмотической нагрузки.- В кн.: Самоочищение,биопродуктивность и охрана водоемов и водотоков Украины. Киев,1975,с.101-102.

23. Ведемейер Г.А. и др. Стресс и болезни рыб. М.,1981. - 128 с.

24. Веселов Е.А. и др. Токсическое действие ПХП и ГХЦГ на рыб и водных беспозвоночных. В кн.: Вопросы гидробиологии. М.,1965, с.64-68.

25. Виноградов Г.А. и др. Действие полихлорпинена и гексахлорана на дыхание и осморегуляцию карасей. В кн.: Физиология и паразитология пресноводных животных.Л.,1979,с.26-31.

26. Виноградов Г.А. и др. Влияние солей аммония и закисления среды на метаболические процессы у пресноводных животных. I.Изучение адаптации к аммонийному загрязнению. Информ.бюл."Биол. внутр.вод",1982,№ 55,с.45-48.

27. Владимиров В.Л.,Флеров Б.А. Восприимчивость к ихтиофтириозу у рыб после отравления фенолом и полихлорпиненом. Информ. бш."Биол.внутр.вод", 1974, № 25,с.35-37.

28. Влияние фенола на гидробионтов. Л.,1973. - 227 с.

29. Гдовский П.А. и др. О влиянии фенола на нервную систему и нервно- 173 мышечное соединение низших позвоночных. Информ.бюл."Биол. внутр.вод",1974, Л 22,с.44-47.

30. Едовский П.А.,Флеров Б.А. Физиолого-биохимические механизмы действия ХОС у водных животных. Гидробиол.журн.,1979,т.15, $ 6, с.76-85.

31. Гончаров Г.Д.,Микряков В.Р. Влияние малых концентраций фенола на антителообразование у карпов. В кн.:Вопросы водной токсикологии. М.,1970,с.171-175.

32. Горизонтов П.Д. Вопросы патологической физиологии в трудах И.П. Павлова. М.,1952. - 314 о.

33. Горизонтов П.Д. Резистентность и поражение. Вопросы общей патологии. В кн.: Патологическая физиология экстремальных состояний. М.,1973,с.7-35.

34. Гранит Р. Электрофизиологическое исследование рецепции. М., 1958. - 339 с.

35. Грищенко Л.И. и др. Механизм действия бензофосфата (фозалона) на организм рыб. Экспер.вода.токсикол.,Рига,1976, в.6, с.195-203.

36. Денисенко П.П. Регуляция иммунологической защиты. В кн.: Роль холинореактивных систем в регуляторных процессах.М.,1980, с.165-195.

37. Долин А.О. Патология высшей нервной деятельности. М.,1962. -- 339 с.

38. Донцов Ю.С.Марков Г.С. Влияние антропогенных и природных факторов на зараженность паразитами леща и судака в Цимлянском водохранилище. В кн.: Антропогенные воздействия на природные комплексы и экосистемы. Волгоград,1980, с.84-95.

39. Дудоров П. Биоэнергетические и другие соображения,важные в изучении влияния качества воды на рост рыбы. В кн.: Влияние- 174 загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Л.,1979, с.57-70.

40. Дьюсбери Д. Поведение животных: сравнительные аспекты. М.,1981 0.479.

41. Жарикова Т.И.,Флеров Б.А. Влияние хлорофоса на восприимчивость рыб К инвазии видами рода Dactylogyrus Diesing, 1850. Информ.бюл."Биол.внутр.вод", 1981, № 49,с.43-46.

42. Запкувене Д.В. Распространение медицинской пиявки ( Hirudo medi-cinalis f. serpentina Moguim-Tandon, 1846 ) в литовской ССР и опыт ее искусственного разведения.:Автореф.дис.канд. биол.наук. Вильнюс,1972. - 22 с.

43. Зимин Н.Л. Иммунофизиологическое состояние карпов при действии полихлоркамфена. В кн.: Организация мероприятий по борьбе с инфекционными болезнями рыб.:Тез.докл.1У Всес.симп.по инфекц.болезн.рыб. М.,1981, с.21-22.

44. Иванова В.И. К механизму действия аминазина на пшцевве двигательные условные рефлексы рыб,голубей и кроликов. 2(урн.высш. нервн.деят.,1961, t.II.Jê 6, с.1120-1126.

45. Иванов-Смоленский А.Г. Очерки патофизиологии высшей нервной деятельности (по данным Павлова и его школы). М.,1952. -387с.

46. Камшилов М.М. буферноеть живой системы. Журн.общ.биол.,1973, Ï.34, № 2,c.I74-I94.

47. Камшилов М.М. Норма и патология в функционировании водных экосистем. В кн.: Норма и патология в водной токсикологии:Тез. докл.Всес.симп.Байкальск, 1977,0.13-16.

48. Камшилов М.М. Экологические аспекты загрязнения водных объектов и принципиальные пути борьбы с ними. Гидробиол.журн.,1979 т.15, № I, с.3-11.

49. Катц Б. Нерв,мышца и сигнал. М.,1968. - 220 с.- 175

50. Лукьяненко В.И. Общая характеристика и фазноеть течения феноль-ной интоксикации карасей в свете теории "стресс". Вопр. ихтиол.,1965,т.5,в.3(36), с.

51. Лукьяненко В.И. Физиологический аспект проблемы влияния ядов промышленных вод на рыб. Вопр.ихтиол.,1967,т.7,в.3(44), с.547-562.

52. Лукьяненко В.И. Токсикология рыб. М.,1967. - 216 с.

53. Лукьяненко В.И. 0 механизме действия фенола на центральную нервную систему рыб в связи с изменением внешнего симптомокомп-лекса фенольной интоксикации под влиянием антихолинэстераз-ных препаратов. В кн.:Вопросы водной токсикологии. М., 1970, с.154-162.

54. Лукьяненко В.И. Физиологический критерий и методы определения токсичности в ихтиотоксикологии. Экспер.водн.токсикол.,1. Рига, 1973, в.4, с.9-29.

55. Лукьяненко В.И. Физиолого-биохимические аспекты водной токсикологии. В кн.: Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Л.,1979, с.49-56.

56. Лукьяненко В.И.,Петухова Л.А. Некоторые биохимические показатели крови и тканей рыб в норме и при рефлекторном возбуждении. В кн.:Экологическая физиология рыб: Тез докл.Всес. совещ.М.,1966, с.101-103.

57. Лукьяненко В.И.,Флеров Б.А. 0 токсикорезистентности сеголетковкарася. Йнформ.бкш."Биол.водохр.",1963, 14,с.52-55. Лукьяненко В.И.,Флеров Б.А. Экспериментальные данные к возрастной токсикологии рыб. - Фармакол.и токсикол.,1963, № 5, с.625-629.

58. Лукьяненко В.И.,Флеров Б.А. Видовые особенности чувствительности и устойчивости пресноводных рыб к фенолу. Гидробиол. журн.,1965, т.1, № 2, с.48-53.

59. Маковская Е.И. Патологическая анатомия отравления ядохимикатами.- М.,1967. 345 с.

60. Маслова М.Н.,Резник Л.В. Угнетение холинэстеразной активности в мозге крыс фосфорорганическими ингибиторами с различном степенью гидрофобноети. Украин.биохим.журн.,1976, т.48, № 4, с.450-454.

61. Матей В.Е. Влияние субтоксических концентраций фенола на услов-норефлекторную деятельность гуппи. Гидробиол.журн.,1970,т.6, 3, с. 100-103.

62. Матей В.Е. Гипоталамическая нейросекреция у гуппи ( Lebistes reticulatus Р. ) в условиях длительной фенольной интоксикации. В кн.: Влияние фенола на гидробионтов. М.,1973, с.39-43.

63. Матей В.Е. »Мальгина H.A. Действие пестицидов на жаберный эпителий карася. В кн.: Физиология и паразитология пресноводных животных. Л.,1979, с.68-80.

64. Матей В.Е.,Флеров Б.А. Влияние субтоксических концентраций фенола на условные рефлексы Lebistes reticulatus Р. В кн.: Вопросы водной токсикологии. М.,1970, с.175-179.

65. Маурер Г. Диск-электрофорез. М.,1971. - 244 с.

66. Межнин Ф.И. Гистологические изменения органов и тканей гуппи

67. Lebistes reticulatus Р. ) при острой фенольной интоксикации. В кн.: Влияние фенола на гидробионтов. Л.,1973, с.44-52.

68. Межнин Ф.И. Патологические изменения органов и тканей гуппи (Lebistes reticulatus Р. ) при остром экспериментальном отравлении полихлорпиненом,фенолом и при повышенной солевой нагрузки. В кн.Влияние фенола на гидробионтов. М., 1973, е.53-66.

69. Мензиков С.А.,Ферстер В.Б. Влияние фенола на сексуальное поведение гуппи. В кн.: Экологическая физиология и биохимия рыб: Тез.докл.1У Всес.конф.»Астрахань,1979, т.I,с.187-189.

70. Метелев В.В. и др. Водная токсикология. М.,1971. - 247 с.

71. Минор A.B. Вопросы физиологии обоняния. Успехи физиол.наук, . I97Ü, т.1, 2, с.113-134.

72. Поведение водных беспозвоночных.(Ред. Ф.Д.Мордухай-Болтовском).- Борок.,1975 98 с.

73. Помазовская И.В. Влияние пестицидов на интенсивность дыхания некоторых гидробионтов. Экспер.водн.токсикол.,Рига,1973, в.5, с.84-96.

74. Прокопенко В.А. и др. Некоторые особенности токсического действия метилнитрофоса и изофоса на личинку севрюги Asipenser steiiatus . Эксиер.водн.токсикол.,Рига,1976, в.6, с.178- 186.

75. Ривьер И.К., Флеров Б.А. Действие полихлорпинена на некоторые биологические показатели и структуру популяции Daphnia pulex Экспер.водн.токеикол.,Рига, 1973, в.5,с.117133.

76. Ривьер И.К.,Флеров Б.А. Изменение биологических показателей

77. Розум Ю.Г. Влияние некоторых пестицидов на течение аэромонозакраснухи) карповых рыб. Б кн.: Организация мероприятий по борьбе с инфекционными болезнями рыб: Тез.докл.1У Всес. симп.по инфекц.болезн.рыб.,М.,1981,с.60-61.

78. Селье Г. Очерки об адаптационном синдроме.- М.,1960. 254 с.

79. Селье Г. На уровне целого организма. Ы.,1972. - 122 с.

80. Серавин JI.H. Анализ понятия "гомеостазис". Тр.Петергоф.биол.) Ин-та ЛГУ, 1972, т.21, с.3-27.

81. Смирнова Н.Ф. Влияние некоторых факторов на пресноводных двустворчатых моллюсков. В кн.: Влияние фенола на гидробион-тов. М.,1973, с.90-97.

82. Смит Л. Хроническое действие низких концентраций цианистого водорода на пресноводных рыб. В кн.: : Влияние! загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Л.,1979 а., с.252-265.

83. Смит Л. Хроническое влияние низких концентраций сероводорода на пресноводных рыб. В кн.: Влияние загрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Л.,1979 б, с.336-348.

84. Сперанский А.Д. Элементы построения теории медицины. Избранные труды. М.,1955. - 4и4.

85. Строганов Н.С. Биологический критерий токсичности в водной токсикологии. В кн.: Критерий токсичности и принципы методик по водной токсикологии. М.,1971 а, с.14-28.

86. Строганов Н.С. Методики определения токсичности водной среды. -В кн.: Методики биологических исследований по водной токсикологии. М.,1971 б, с.29-69.

87. Строганов Н.С. Теоретические аспекты действия пестицидов на водные организмы. Экспер.водн.токеикол.,Рига,1973, в.5, с. 11-37.

88. Строганов Н.С. Введение. В кн.: Оловоорганические соединенияи жизненные процессы гидробионтов. М.,1975, с.5-15

89. Строганов Н.С. Теоретические вопросы экологической физиологии рыб в связи с усилением токсичности водной среды. В кн.: Современные вопросы экологической физиологии рыб. М.,1979, с.19-34.

90. Строганов Н.С. »Колосова. JI.B. Ведение лабораторной культуры и определение плодовитости дафний в ряде поколений. В кн.: Методы биологических исследований по водной токсикологии. М.,1971, с.210-216.

91. Тагунов В.Б.,Флеров Б.А. Реакция избегания токсических веществ у водяного ослика. Информ.бюл."Виол.внутр.вод",1978,1?. 39 с.80-84.

92. Толстошеева Т.И. Анализ фауны эктопаразитических простейших некоторых морских рыб в условиях воздействия кепона и ДДТ. -В кн.: Экспериментальные исследования влияния загрязнителей на водные организмы. Апатиты, I98Ü, c.37-4Ü.

93. Трофимова М.Г. Некоторые патоморфологические изменения у Daph-nia magna Straus под влиянием бандяена. В кн.: Вопросы методик водной токсикологии. - Тр.ГосНИОРХ, 1979,в.144, с.102-109.

94. Узбеков Г.А.»Узбеков М.Г. Высокочувствительный микрометод фотометрического определения фосфора. Лабор.дело, 1964, 6, с.349-351.

95. Федоров В.Д. Устойчивость экологических систем и ее измерение. Изв.АН СССР. Сер.биол., 1974, Je 3, с.402-415.

96. Федоров В.Д. Концепция устойчивости экологических систем. В кн.: Всесторонний анализ окружающей среды. JI.,1975,с.207--217.

97. Флеров Б.А. Влияние малых концентраций фенола на двигательную,пищевую активность и прирост живого веса карасей. Вопр. ихтиол.,1965, т.5Д* I, с.164-172.

98. Флеров Б.А. Влияние фенола на условнорефлекторную деятельность рыб. Гидробиол.журн.,1965, т.1, Л> 3, с.49-50.

99. Флеров Б.А. Влияние субтоксических концентраций фенола на сексуальное поведение LeЪistes ге^сгаа^гиБ . В кн. ¡Физиология водных организмов и их роль в круговороте органического вещества. Л.,1969, с.66-70.

100. Флеров Б.А. Исследование хронической фенольной интоксикации

101. ЬеМз-Ьев ге-Ь1си1а-Ьиз . В кн.: Вопросы водной токсикологии. М. ,1970, с.163-168.

102. Флеров Б.А.Изучение адаптации гуппи к фенолу. Гидробиол.журн. 1970, т.3, с Л04-106.

103. Флеров Б.А. К вопросу о приспособлении гидробионтов к токсическому фактору. Гидробиол.журн.,1971, т.7,В 6,с.61-66.

104. Флеров Б.А. Полихлорпинен и его влияние на водные организмыобзор литературы). Экспер.водн.токсикол.,Рига,1973, в. 4, с.104-111.

105. Флеров Б.А. Экспериментальное исследование фенольного отравления рыб. В кн.: Влияние фенола на гидробионтов. Л.,1973, с. 5-38.

106. Флеров Б.А. Об использовании в водной токсикологии исследований поведения животных. Гидробиол.журн.,1974, т.10,№ 5, с. 114-120.

107. Флеров Б.А. Физиологические механизмы действия токсических веществ и приспособления к ним водных животных. Гидробиол. журн.,1977, т.13, №4, с.80-86.

108. Флеров Б.А. Сравнительное изучение реакций избегания токсических веществ у некоторых водных животных. В кн.: Физиология и паразитология пресноводных животных. Л.,1979, с. 8187.

109. Флеров Б.А. Поведенческие аспекты водной токсикологии. В кн.: Влияние зпгрязняющих веществ на гидробионтов и экосистемы водоемов. Л.,1979, с.266-276.

110. Флеров Б.А. и др.К вопросу о механизмах действия некоторых токсических веществ у водных животных. В кн.: Теоретические аспекты рыбохозяйственных исследований водохранилищ. Л., 1978, с.134-142.

111. Флеров Б,А., Козловская В.И. Вопросы патологии в водной токсикологии. В кн.: Норма и патология в водной токсикологии: Тез.докл.Всес.симп.»Байкальск, 1977, с.27-28.

112. Флеров Б.А.,Матей В.Е. Методика изучения групповых двигательнопищевых условных рефлексов у рыб. В кн.: Методики биологических исследовании по водной токсикологии. М.,1971, с.136-140.

113. Флеров Б.А.»Микряков В.Р. Влияние некоторых токсических веществ на устойчивость карпов к аэромонозу. Информ.бюл."Биол. внутр.вод", 1977, & 33, с.59-61.

114. Флеров Б.А.,Микряков В.Р.,Куперман Б.И. Инвазионные и инфекционные процессы у рыб при токсическом воздействии. В кн.: Гельминты в пресноводных биоценозах. М., 1982, с.58-67.

115. Флеров Б.А.,Тагунов В.Б. Анализ реакции избегания токсических веществ У жабронога Б1;гер1;осер11а1из ^гу1согп1з (\4aga). Информ.бюл."Биол.внутр.вод", 1978, № 40, с.68-71.

116. Флерова Г.И. Ответы обонятельной луковицы окуня и щуки на электрическое раздражение обонятельного нерва. 1урн.эвол.био~ хим. и физиол.,1967, т.З, №4, с.335-341.

117. Abramson Н.А., Evans L.T. Lysergic acid diethylamide (LSD 25)1.. Psychobiological effects on the Siamese Fighting fish.- Science, 1954, v.120, N.3128, p.401-405.

118. Bengtsson B.E. The effect of zinc on the ability of the minnow, Phoxinus phoxinus L.,to compensate for torgue in rotating water-current. Bull.Environ.Contain.Toxicol. ,1974>v. 12, N.6,p.654-658.

119. Besch W.K.,et al. Zur Standartisierung des Eischwarntestes.

120. Schriftenr.Ver.Wasser-,Boden- und Zufthyg.,1972,N.37,S.31--37.

121. Bhagyalaksmi A.,Ramamurthi R. Recovery of acetylcholinesteraseactivity from fenitrotion induced inhibition in the fres-water field crab (Oziotelphusa senex senex). - Bull.Environ. Contam.Toxicol.,1980, v.24, N.6,p.866-869.

122. Bigford T.E. Effects of oil on behavioral responses to light,pressure and gravity in larvae of the rock crab Cancer ir-roratus. Mar.Biol.,1977,v.43,N.2,p.137-148.

123. Bluzat R.,Seuge J. Etude de la toxicité chronique de deux insecticides (carbaryl et lindane) ^ la generation de Lymnaea stagnalis L.(Mollusque Gasteropode Pulmone). I. Chroissance des-coquilles. Hydrobiol.,1979,v.65,N.3,P«245-255.

124. Bolekbache H.,Spiess C. Effects du lindane seur les alevins destruite (Salmo irideus Gibb.).Perturbation de certaines enzymes glycolytiques. Bull.Soc.Zool.Franc.,1974,v.99>N.1, p.79-85

125. Boyce N.P.,Jamada S.B. Effects of a parasite, Eubothrium salve-lini (Cestoda: Pseudophyllidea),on the resistance of juvenile sockeye salmon,Oneorhynchus nerka,to zinc. J.Eish. Bd.Can.,1977,v.3^,N.5»P* 706-709.

126. Brett J.R. The respiratory metabolism and swimming performance of young sockeye salmon. J.Pish.Res.Bd.Can.,1964,v.21, N.5,p.1183-1226.

127. Brungs W.A., et al. Effects of pollution on freswater fish. -J.Water Poll.Contr.Fed.,1977, v.49,N.6,p.1425-1493.

128. Bucksteeg W., et al. Die Beeinflussung von Fischen GuftStoffe aus Abwassern. Worn.Wass.,1955, Bd.22, S.132-149.

129. Gambe11 R.D.,et al. The in vivo effect of P,P,DDT Na+K+-activa-ted ATP-ase activity in rainbow trout (Salmo gairdheri) .-Bull.Environ.Contam.Toxic ol.,1974,v.11,N.5,p.425-428.

130. Chadwick G.G.,Shumway D.L. Effects of dieldrin on the growth and development of steelhead trout. In: The biological impact of pesticides in the environment. - Oregon St.Univ. 1969,p.90.

131. Cherry D.S., et al. Field-laboratory determined avoidances ofthe spotfin shiner and the bluntnose minnow to chlorinated discharges. Water Res.Bull.,1977 a,v.13,N.5,P*1047-1055.

132. Cherry D.S., et al. Significance of hypochlorous acid in free residual chlorine to the avoidance response of spotted bass (Micropterus punctulatus) and rosyface shiner (Uotro-pis rubellus). J.Fish.Res.Bd.Can.,1977 b,v.34,Ii.9,p.1265 -1372.

133. Chin Y.N.,Sudderruddin K.I. Effect of methamidophos on the growth rate and esterase activity of the common carp Cyprinus carpio L. Environ.Poll.,1979,v.18,p.213-220.

134. Coppage D.L. Organophosphate pesticides: specific level of brain ACbE inhibition related to death in sheepshiad minnows. Trans.Am.Fish.Soc. ,1972, v. 101,11.3,p.554-536.

135. Coppage D.L., Braidech T.E. River pollution by anticholinesterase agents. Water Res.,197&,v.10,p.19-24.

136. Coppage D.L.,et al. Brain acetylcholinesterase inhibition infish as a diagnosis of environmental poisoning by malathion- 189

137. Davy F.B., et al. Effects of exposure to sublethal DDT on locomotor behavior of the goldfish (Carassius auratus). J.Pish. Res.Bd.Gan.,1972,v.29,p.1333-1336.

138. DDT in water. A bibliography.v.2.Wash.Off.Water Res.Tech.,WR SIC 76-202, 1976. 115 p. '

139. DeFoe D.L., et al. Effects of AroclorS 1248 and 1260 on the fathead minnow (Pimephales promelas). J.Fish.Res.Bd.Can., 1978, v.35,p-997-1011.

140. Desaiah D., Koch R.B. Toxaphene inhibition of ATP-ase activityin catfish,Ictalurus punctatus,tissues. Bui1.Environ.Contain.Toxicol. ,1975, v.13,p.238-244.

141. Dinnel P.A., et al. Behavioural responses of shiner perch to chlo rinated primary sewage effluents. Bull.Environ.Contam.Toxicol ., 1979,v.22,n.4/5,P.708-714.

142. Doherty J.D.,Matsumura F. DDT affects on peripheral nervous system of the lobster Homarus americanus. Pest.Biochem.Physiol. ,1975,v.5,N.3,P-242-252.

143. Dubeis J.M.,Bergnan G. Symmetrical currents and sodium currentsin Ranvier nodes exposed to DDT. Nature,1977,v.226,N.5604, p.741-742.

144. Eaton J.G. Chronic malation toxicity of the bluegill (Lepomis macrochirus Raf.)> Water Res.,1971,v.4,p.673-684.

145. Effects of pollution on aquatic organisms. London,Cambridge Univ.Press, 1976.- 193 p.

146. Ellman J.L., et al. A new and rapid colorimetric determinationof acetylcholinesterase activity. Biochem.Pharmacol.,1961,v.7,p.88-95

147. Escoubet P., Vicentl N. Effects de doses subletales de lindanesur lâctivite de la glucose-6-phosphatase hepatique et sur le taux de glycogene tissulaire de la rescasse. Ann.Inct. M.Pacha, 1975, N.8,p.55-62.

148. European Inland Fisheries Advisory Commission. Water qualitycriteria for European freshwater fish. Report on finely divided solids and inland fisheries. Rome, 1965* 29 p.

149. Evans L.T., et al. Effect of ergot drugs on Betta splendens. -Se ience,1956,v.123,N.3184,p.238-244.14

150. Fabacher D.L., Chambers H. Uptake and storage of C-labeled en-drin by the livers and brains of pesticide-susceptible and resistant mosquitofish.- Bull .Environ. Contain. Toxicol. ,1976, v.16,N.2,p.203-207.

151. Fairchild E., et al. Pesticidal aspects of chlordane and hepta-chlor in relation to man and the environment. A future review 1972-1975. Wash.EPA 540/4-76-005, 1976.- 41 p.

152. Farr J.A. Impairment of antipredator behavior in Palaemonetes pugio by exposure to sublethal doses of paration. Trans. Am.Fish.Soc.,1977,v.106, N.3,P«287-289.

153. Fava J.A., Tsai C.F. Immediate behavioral reactions of blacknose dace,Rhinichthys atratulus, to domestic sewage and its toxic constituents. Trans.Am.Fish.Soc.,1976,v.105,N-3iP' 430-441.

154. Felix D., McLennon H. The effect of biculline on the inhibition of mitral cell of the olfactory bulb. Brain Res.,1971» v.25,p.661-664.

155. Ferguson D.E., Boyd C.E. Apparent resistance to methyl parathi-on in mosquitofish, Gambusia affinis. Copeia,1964,N.4, p.706-714.

156. Folmar L.C. Overt avoidance reaction of rainbow trout fry tonine herbicides.- Bull.Environ.Contam.Toxicol.,1976,v.15, N•5,p.509-514.

157. Folmar L.G. Avoidance chamber responses of mayfly Nymphs exposed to eight herbicides. Bull.Environ.Contam.Toxicol.,1978,v.19, N.3,p.312-318.

158. Folmar L.G.t et al. Effects of petroleum exposure on predatory behavior of coho salmon (Oncorhynchus kisutch-). Bull .Environ.Contam.Toxicol. ,1981 ,v.27,N.4,p.458-462.

159. Frear D.E., Boyd J.E. Use of Daphnia magna for the microbioassay of pesticides. 1. Development of standartized techniques for rearing Daphnia and preparation of dosage mortality curve for pesticides. J.Econom.Entomol.,1967»v,60,N.5>P'237~ 249.

160. Eries C.,Trepp M.R. Effects of phenol on clamps. Mar.Fish.Rev. 1976,v.38,N.10,p.10-11.

161. Fromm P.O. Toxic action of water soluble pollutants on freshwater fish. Water Poll.Contr.Res.Ser.,18050 DST 12/70 EPA, 1970. - 56 p.

162. Foster N.R., et al. Effects of ABS on feeding behavior of flag-fish Jordanella floridae. Trans.Am.Fish.Soc.,1966,v.95» p.897-911

163. Gardner D.R. The effect of some DDT and methoxychlor analogs on temperature selection and lethality in brook trout fingerlings. Pest.Biochem.Physiol.,1973,v.2,N.p.437-446.

164. Gibson Y.R., et al. Sources error in the use of fish brain acetylcholinesterase activity as a monitor for pollution. -Bull.Environ.Contam.Toxic ol.,1969,v.4,N.1,p.17-23.

165. Grant B.F. Endrin toxicity and distribution in freshwater: a review. Bull.Environ.Contam.Toxicol.,1976,v.15,N.3,P«283

166. Guth D.J., et al. Potentiation of zinc stress caused by parasiticinfection of snails. Hydrobiol.,1977,v.55,N.3, p.225-229. Hansen, et al.,1971 - Uht. no BeflGMeËep h ,np.,1981.

167. Hansen D.L., et al. Avoidance of pesticides by untrained mosqui-tofish, Gambusia affinis. Bull.Environ.Contain.Toxicol., 1972,v.8,N.1,p.46-51.

168. Hansen D.J., et al. Avoidance of pesticides by grass shrimp (Pa-laemonetes pugio-). Bull.Environ.Oontam.Toxicol. ,1973»v.9, IT. 3, p. 129-133D

169. Hansen D.J., et al. Avoidance of Aroclor by shrimp and fish.-Bull.Environ.Oontam.Toxic ol.,1974,v.12,N.2,p.255-256.

170. Hatfield C.T.,Johansen P.H. Effects of four insecticides on the ability of atlantic salmon (Salmo salar) to learn and retain a simple conditioned response. J.Fish.Res.Bd.Can., 1972,v.29,N.5,p.515-321.

171. Herricks E.E. Effects of pollution on freshwater invertebrates. J.Water Poll.Gontr.Fed.,1977,v.49,N.6,p.1495-1506.

172. Hetrick F.M.,et al. Increased susceptibility of rainbow troutto infectious haematopoietic necrosis virus after exposure to copper. Appl.Environ.Micr., 1979,v.37,N.2,p.198-201.

173. Hiltibran R.C. Oxygen and phosphate metabolism of bluegill liver mitochondria in the presence of some insecticides. Trans.

174. I. State AcacL.Sci. ,1974,v.67,N.2,p.228-237.

175. Holland H.T., et al. Use of brain acetylcholinesterase to monitor pollution by organophosphorous pesticides. Bull.Envi-ronContam.Toxicol.,1967,v.2,N.3,p.156-162.

176. Holley A.,MacLeod P. Transduction et codage des informations olfactives chez les vertebres. J.Physiol.(Paris), 1977,t. 73,p.725-848.

177. Hose J.E., Stoffel R.J. Avoidance response of juvenile Chromis punctipinnis to chlorinated seawater. Bull.Environ.Contain.Toxicol . , 1980, v.25,N.6,p.929-935.

178. Howard T.E. Swimming performance of juvenile coho salmon (Onco-rhynchus kisutch) exposed to bleached kraft pulpmill effluent. J.Fish.Res.Bd.Can.,1975,v.32,N.6,p.789-793

179. Jackson D.A.,et al. Further investigations of the effect of DDT on learning in fish. Can.J.Zool.,1970,v.48,p.577-580.- 195

180. Jackson D.A., Gardner D.E. In vitro effect of DDT analogs ontrout brain Mg +ATP-ase. I. Specificity and physiological significance. Pest.Biochem.Physiol.,1978 a,v.8,N.2,p. 113-122.

181. Jackson D.A.,Gardner D.R. In vitro effects of DDT analogs on trout brain Mg +ATP-ase.II. Inhibition kinetics. Pest. Biochem.Physiol., 1978 b,v.8,N.2,p.123-128.

182. Janicki E.H.,Kinter W.B. ATP-ase in the intestinal mucosae and gills of marine teleosts. Nature (New Biol.), 1971 >v.233» p.148-149.

183. Janicki R.H., Idnter W.B. DDTá: disrupted osmoregulation events in the intestine of the eel Anguilla rostrata adapted to sea water. Science, 1971,v.173,N.4002,p.1146-1148.

184. Jarvinen A.W., et al. Long-term toxic effects of DDT food and water exposure on fathed minnows (Pimephales promelas). -J.Fish.Re s.Bd.Can.,1977,v.34,p.2089-2098.

185. Jarvinen A.W., Tyo R.M. Toxicity to fathead minnows of endrinin food and water. Arch.environ.Gontam.Toxicol.,1978,v.7> p.409-414.

186. Johnson W.W., Finley M.T. Handbook of acute toxicity of chemical to fish and aquatic invertebrates. U.Department'of Interior Fish and Wildlife Service.Res.Publ.137Wash. 1980 98 p.

187. Jones J. The reactions of the minnow, Phoxinus phoxinus (L.) to solutions of phenol, ortho-cresol and para-cresol. J. Exptl.Biol.,1951,v.28,N.3,p.261-270.

188. Jones J. Pish and river pollution. Aspects of river pollution. London, 1937. 228 p.

189. Jones J. Fish and river pollution.London, 1964. 398 p.

190. Kamemoto F.L. The effect of eserine on sodium regulation incrayfish. Comp.Biochem.Physiol. ,1961,v.3,N.4,p.961-970.

191. Eania H.J., O'Hara J. Behavioral alterations in a simple predator-prey system due to sublethal exposure to mercury. -Trans.Am.Fish.Soc.,1974,v.103,N.1,p.134-136.

192. Karnovsky M.Y.,Roots L. A direct coloring thiocholine mrthod for cholinesterases. J.Histo-Cytochem.,1964,v.12,N.3,P* 219-221.

193. Katz M. Acute toxicity of some organic insecticides to threespecies of salmonids and to the threespine atickleback. -Trans.Am.Fish.Soc.,1961,v.90,N.3,p.264-268.

194. Kimura T., Keegan H.L. Toxicity of some insecticides and mollus-cicides for the Asian hiood-sueking leech, Hirudo nipponia Whitman. Am.J.Trop.Med.Hyg.,1966,N.13(1),p.113-114.

195. Kleerekoper H. Effects of sublethal concentrations of pollutants on the behavior of fish. J.Fish.Res.Bd.Can.,1976,v.33, N. 9,p.2036-2039.

196. Kleerekoper H., et al. An analysis of locomotor behavior of goldfish (Garassius auratus). -Animal Behav.,1970,v.18,p.317330.

197. Koch H.L., et al. Cholinesterase and active transport of sodium chloride through the isolated gills of the crab briocheir sinensis (M.baw). Proc.Symp.Colston Res.Soc. ,1954-,v.7, p.214-216.

198. Koch R.B. Inhibition of animal tissue ATP-ase activités by chlorinated hydrocarbon pesticides. Chem.-Biol.Interact., 1969,v.1,N.2,p.199-209.

199. Koch R.B., et al. Polychlorinated biphenyls effect of long-term exposure on ATP-ase activity in fish, Pimephales promelas. Bull.Environ.Contam.Toxicol.,1972,v.7,N.2/3,p.87-92.

200. Kozlovskaya V.l., Flerov B.A. Organophosphorous pesticides and their hazards to aquatic animals. In : Effects of pollution upon aquatic ecosystems .EPA 600/9-80-034,1980,p.84-96.

201. Kuba K. The action of phenol on neuromuscular trancmission in the red muscle of fish. Jap.J.Physiol.,1969,v.19,p.762-774.

202. Macek K.L., McAllister W.A. insecticide susceptibility of some common fish family representatives. Trans.Am.Fish.Soc., 1970,v.99,N.1,p.20-27.

203. MacLeod N.K., Straughan D.W. Response of olfactory bulb neurones to the dipeptide carnosine. Exptl.Brain Res.,1979» v.34,p.183-188.

204. Mälacea V.l. Untersuchungen tier die Gewöhnung der Fische an Hohe Konzentrationen toxicsher Substanzen.- Arh.Hydrobiol.,1968, B.65,N.1,S.74-95

205. Manley A.R.,Davenport <J. Behavioural responses of some marine bivalves to heightened sea water copper concentrations.-Bull .Envir on. Contam. Toxic ol., 1979, v. 22, N. 6, p. 739-74-4-.

206. Matsumura F.,Narahashi T. ATP-ase inhibition and electrophysiological change caused by DDT and relationed neuroactive agents in lobster nerve. Biochem.Pharmacol.,1971,v.20, N. 4-, p. 825-837

207. Mauck W.L., et al. Effects of the polyclorinated biphenyl Aro-clor 1254- on growth, survival,and bone development in brook trout (Salvelinus fontinalis). J.Fish.Res.Bd.Can., 1978,v.35,p.1084-1091.

208. Mayer F.L., et al. Collagen metabolism in fish exposure to organic chemicals. Recent advances in fish toxicology: a symposium. Ecol.Res.Ser.EPA-600/3-77-085, 1977,P-31-54-.

209. Mayer F.L., et al.Toxaphen: chronical toxicity to fathed minnows and channel catfish. EPA-600/3-77-069, 1977- 52 p.

210. McBride R.K.,Richard B.D. The effects of some herbicides andpesticides on sodium uptake by isolated perfused gill from the carp Cyprinus carpio. Comp.Biochem.Physiol.,1975>v.

211. Meyer F.P. Dylox as a control for ectoparasites of fish. Proc.

212. Mount D.I., Stephen O.E. A method of establishing acceptable toxicant limits for fish malation and butoxyethanol ester of 2,4-D. - Trans.Am.Fish.Soc.,1967,v.96,K2,p.185-195.

213. Muirhead-Thomson R.C. Experimental studies on macroinvertebrate predator-prey impact of pesticides. The reaction of Rhyaco-phila and Hydropsyche (Trichoptera) larvae to Simulium lar-vicides. Can.J.Zool.,1979,v.57,N.11,p.2264-2270.

214. Nebeker A.V., et al. Effect of polychlorinated biphenyl compoun ds on survival and reproduction of the fathead minnow and flagfish. Trans.Am.Fish.Soc.,1974,v.105,p.562-570.

215. Nebeker A.V.,Puglisi F.A. Effect of polychlorinated biphenyls (FCBs) on survival and reproduction of Daphnia, Gammarus and Tanytarsus. Trans .Am.Fish.Soc.,1974,v.105,p.722-731.

216. Nicoll H.A. Pharmacological evidence for GABA as the transmitter in granule cell inhibition in the olfactory bulb. Brain Res.,1971,v.55,P.157-149.

217. Ogilvie D.M., Anderson J.M. Effect of DDT on temperature selection by young Atlantic salmon, Salmo salar. J.Fish.Res. Bd.Can., 1965,v.22,??.2,p.505-512.

218. Ogilvie D.M., Fryer J.N. Effect of sodium pentobarbital on thetemperature selection response of guppies (Poecilia reticulata). Can.J.Zool.,197149,p.949-951•

219. St.Univ.,Corvallis,Oregon, 1971. 53 p.

220. Saliba L.J.,Ahsanullah M. Acclimation and tolerance of Artemiasalina and Ophryotrocha labronica to copper sulphate.

221. Mar.Biol.,1973,v.23,N.4,p.297-302.

222. Sanders H.O. Sublethal effects of toxaphen on daphnide,scuds,andmidges. EPA 600/3-80-606, 1980. 56 p. Sanders H.O. Toxicity of some insecticides to four species offreswater crustaceans. U.S.Fish.Wild.Serv.,Tech.Pap.,66, 1972. - 19 p.

223. Sanders H.O., Cope O.B. Toxicities of several pesticides to two species of cladocerans. Trans.Am.Fish.Soc.,1966,v.95, N.2,p.165-169.

224. Sanders H.O., Cope O.B. The relative toxicities of several pesticides to naiads of three species of stoneflies. Limnol. Oceanogf.,1968,v.13,N.1,p.112-117.

225. Sawyer R.T. Leeches (Annelida: Hirudinea). In: Pollution Ecology of Freshwater Invertebrates. N.Y.1974,p.81-142.

226. Schoor W.P.,Brausch J. The inhibition of acetylcholinesteraseactivity in pink shrimp (Penaeus duorarum) by methylparation and its oxon. Arch.Environ.Contain.Toxicol., 1980,v.9} N«5»P'599-605.

227. Schulze-Wiehenbrauck H. Effects of sublethal ammonia concentrations on metabolism in juvenile rainbow trout (Salmo gair-dneri Richardson}. Ber .dt.wiss.Iiomm.Meereforsch. ,1976, v. 24,p.234-250.

228. Seuge J., Bluzat R. Toxicite a long terme dun insecticide orga-nophosphore (feinthion) chez le mollusque Limnaea stagnalis L. Hydrobiol., 1981,v.76,N.J,p.241-248.

229. Shanes A.M. Electrical phenomena in nerve. 2.Crab nerve. J.Gen. Physiol.,1949»v«33»P*75-102.

230. Shanes A.M. Electrical phenomena in nerve. J.Frog sciatic nerve. J.Cell.Comp.Physiol.,1951,v.38,p.17-40.

231. Shelford V.E. An experimental study of effects of gas waste upon fishes,with special reference to stream pollution. Bull. III.St.Lab.Nat.Hist.,1917,v.1,p.58-66.

232. Silbergeld E.K. Blood glucose: a sensitive indicator of environmental stress in fish. Bull. Environ.Contam.Toxicol.,1974 v.11,N.1,p.20-25.- 204

233. Sprague J.B.,Drury D.E. Avoidance reactions of salmonid fish to representative pollutants. In: Advances in water pollution research. Pergamon press (Norwich),1969»p.169-136.

234. Stevens D.G. Survival and immune response of cohe salmon exposed to copper. EPA. 600/3-77-031.Ecol.Res. U.S.,1977,-44 p.

235. Sullivan J.F.,et al. Changes in the predator-prey behavior of fathead minnows (Pimephales promelas) and largemouth bass (Micropterus salmoides). J.Fish.Res.Bd.Can.,1978,v.35, N. 4, p. 446-451.

236. Swedmark M.,et al. Biological effects of surface active agents on marine animals. Mar.Biol.,1971,v.9,N.3,p.183-201.

237. Swift D.J. Changes in selected blood component concentrations of rainbow trout, Salmo gairdneri Richardson,exposed to hypoxia or sublethal concentrations of phenol or ammonia.- J.Fish.Biol.,1981,v.19,N.1,p.45-61.

238. Tagatz M.E. Effect of mirex on predator-prey interaction in a experimental estuarine ecosystem. Trans.Am.Fish.Soc., 1976,v.105,N.4,p.546-548.

239. Thurston R.Y. Some factors affecting in toxicity of ammonia to fishes. ( Факторы,влияющие на токсичность аммиака для рыб).- В кн: Теоретические вопросы водной токсикологии.,1981 Л. с.104-120.

240. Yagub J.M. Effect of DDT on temperature selection of some salmo- 205 nids. Pakistan J.Sci.Ind.Ees.,1972,v.15,N.3,p.171-176.

241. Vinson S.B.,et al. Resistance to DDT in the mosquitofish (Gambu-sia affinis). Science, 1963,N.139,p.217-218.

242. Waller W.T., Cairns J.Jr. The use of fish movement patterns tomonitor zinc in water. Water Res.,1972,v.6,N.3,p.257-269.

243. Water Quality Criteria for European freshwater fish. Report on Monohydric phenols and Inland Fisheries. EIFAC ,T 15*, 1972, Rome. - 18 p.

244. Wedemeyer G. The role of stress in the disease resistance of fishes. A Symposium on disease of fishes and shellfishes. -Spec.Publ.,N.5,Am.Fish.Soc.,Wash.,1970,p.30-35.

245. Wells M.R., Yarbrough J.D. In vivo and in vitro retention of14 14

246. C ) aldrin and (C dieldrin in cellular fractions frombrain and liver tissues of insecticide-resistant and susceptible Gambusia. Toxicol.Appl.Pharmacol.,1973,N.2,p.190-196

247. Weir P.A., Hine C.H. Effects of various metals on behavior ofconditioned goldfish. Arch.Environ.Healt.,1970,v.20,N.1, p. 87-90.

248. Weis P. Ultrastructural changes induced by low concentrations of DDT in the livers of the Zebrafish and guppy. Chem.Biol. Interact.,1974,v.8,N.1,p.25-30.

249. Weis P., Weis J.S. DDT causes changes in activity and schooling behavior in goldfish. Environ.Res.,1974,v.7,p.68-74.

250. Weis P., Weis J.S. Schooling behavior of Menidia menidia in the presence of the insecticide sevin (carbaryl). Mar.Biol., 1974,v.28,N.4,p.261-263.

251. Weisbart M.,Feiner D. Sublethal effect of DDT on osmotic and ionic regulation by the goldfish Carassius auratus. Can.J. Zool.,1974,v.52,N.6,p.739-744.- 206

252. Weiss C. The determination of chloinesterase in the brain tissue of three species of fresh water fish and its inactivation in vivo. Ecol., 1958,v.39, N.2,p.194-199

253. Weiss C. Physiological effect of organic phosphorous insecticides on several of fish. Trans.Am.Pish.Soc.,1961,v.90,p. 143-152.

254. Wentsel R., et al. Avoidance response of midge larvae (Chirono-mus tentans) to sediments containing heavy metals. Hydrobiol.,1977,v.55,N.2,p.l71-175.

255. Whimore H., Hodges D.H. In vitro pesticide inhibition of musche esterases of the mosquitofish, Gambusia affinis. Comp. Biochem.Physiol.,1978, C59,N.2,p.145-149.

256. Wildish D.J., et al. Avoidance by herring of dissolved components in pulp mill effluents. Bull.Environ.Contam.Toxicol.,1977» v.18, N.5,p.521-525

257. William, et al. The use of fish movement patterns to monitor zinc in water. Water Res.,1972,v.6,N.3,p.257-269.

258. Williams A.K., Sova C.R. Acetylcholinesterase levels in brainsof fishes from polluted waters. Bull.Environ.Contam.Toxicol. ,1966, v.1 ,p.198-204.

259. Wu Chau H., et al. The structure-activity relationship of DDT analogs in crayfish giant axons. Pest.Biochem.Physiol., 1975,v.5,N.2,p.142-149.1. ИРИИСШЕНШ

260. МЕТОДИКА ИЗУЧЕНИЯ ГРУППОВЫХ ДВИГАТШЬНО-ПИЩЕВЫХ УСЛОВНЫХ1. РЕФЛЕКСОВ У РЫБ

261. Рис.2. Динамика условнорефлекторной деятельности гуппи.

262. Кириллов С.И. Следовые условные рефлексы у пресноводных рыб.

263. ИСПОЛЬЗОВАНИЕ ПИЯВОК ДЛЯ ВДЕНТИФИКАЦИИ ПЕСТИЦИДОВ В ВОДЕ

264. При биологическом тестировании вод в качестве критериев ее токсичности рассматривают отклонения от нормы (контроля) основных биологических (выживаемость,рост,плодовитость) и физиолого-биохимических показателей водных животных и их поведения.

265. Наблюдая за пиявками в растворах разных ядовитых веществ, из общей совокупности патологических реакций необходимо отбирать специфичные, характерные для определенной группы веществ.

266. Они могут служить ключом к определению токсикантов.

267. Пиявки разных видов обнаруживают видовую специфичность редакции, которая, однако, не маскирует специфический ответ на действие токсикантов разных групп. Это отмечено на пиявках разных видов, подвергавшихся воздействию хлорофоса и полихлорпи-нена.

268. Рис.1. Изменение веса пиявок при отравлении хлорофосом, a — Hirudo medicinalis , б — Haemopis sanguisuga.

269. Цифры концентрация хлорофоса.Ордината - изменение веса,$ ; абсцисса - часы.- 219

270. Таким образом, для видов семейства щгисИп1с1ае и О1озз1-рЬопийае периодическое подворачивание передних сегментов под брюшко общий специфичный для ПХП симптом. Для ввдов семейства НегроЪйеШйае специфичны ритмические судороги.

271. Рис.2. Зависимость между временем экспозиции и количеством пиявок, проявивших симптомы отравления в хлорофосе: а НегроЪйеНа п1§г1со111з; б - Н. осЪосиЗ^а.

272. Цифры над кривыми концентрации, мг/л. мость "время-эффект" можно использовать для определения диапазона концентрации яда в исследуемой воде.

273. Рис.3. Зависимость между концентрацией хлорофоса (мг/л) и временем экспозиции в нем медицинских пиявок до проявления специфического симптома (скручивание задних сегментов).

274. Лукин Е.И. Фауна СССР. Пиявки Л.,1976, I.- 484 с.

275. Флеров Б.А.,Лапкина Л.Н. Поведение медицинской пиявки в растворах токсических веществ. Мат-лы II Всесоюз.симпоз. по поведению водных позвоночных. Борок,1975, с.92-95.

276. МЕТОДИЧЕСКИЕ УКАЗАНИЯ ПО ИСПОЛЬЗОВАНИЮ МВДИЦИНСКОЙ ПИЯВКИ ДЛЯ ОБНАРУЖЕНИЯ В ВОДЕ ФОСФОРОРГАНИЧЕСКИХ И КАРБАМАТНЫХ СОЕДИНЕНИИ

277. Стеклянные сосуды емкостью 2-3 литра для содержания пиявок. Стеклянные банки на 200 мл с закручивающимися крышками для проведения опытов.

278. Сачки и пинцеты для ловли и переноса пиявок. Весы аналитические.

279. Фильтровальная бумага для обсушки червей.

280. Фотоаппарат зеркальный типа "Зенит" с кольцами для макросъемки.1. Термометр.1. Мерные цилиндры'.

281. Рис,1. Последовательность развития симптомов отравления умедицинской пиявки в хлорофосе. (Объяснение в тексте).

282. Рис.2. Зависимость между временем наступления первого симптома отравления у медицинской пиявки (среднее из 10 пиявок) и концентрацией хлорофоса. Ордината концентрация, мг/л.»абсцисса - время,час.

283. Рис.3. Изменение веса медицинской пиявки в растворах хлорофоса.

284. К общим признакам отравления не только антихолинэстеразны-ми ядами, но и токсикантами других групп относятся: усиление дыхательных движений, выделение слюны, отрыгивание крови, появление слизи, гиперемии, очагов кровоизлияний, испражнений.

285. Панкина Л,Н.,Флеров Б.А.Использование пиявок для идентификации пестицидов в воде. Гидробиол.журн.,1980,т.ХУ1,}£ 3,с.113-П9.