Оценка влияния кадмия, цинка и свинца  на выживаемость предличинок морских рыб

Оценка влияния кадмия, цинка и свинца на выживаемость предличинок морских рыб

Никифоров М.В. fmaxnik21@yandex.ru), Черкашин С.А.

ФГУП ТИНРО-Центр

В последние годы тяжелые металлы (кадмий, свинец, медь, цинк и некоторые другие) входят в список приоритетных поллютантов, поступающих в морскую среду (Шулькин, 2000). Поэтому, по-прежнему, актуальна задача изучения и оценки их токсического влияния на гидробионтов. Важная роль в решении этой проблемы принадлежит биотестировании - экспериментальной оценке состояния среды и гидробионтов, основанной на регистрации биологических откликов. Выбор биотестов обусловлен поставленными задачами, но обычно необходимо учитывать набор определенных требований. Основные из них: системность оценки, разрешающая способность, адекватность, экологическая значимость, оперативность, универсальность, технологичность и воспроизводимость результатов. Данные характеристики довольно подробно описаны Филенко (1989) и Черкашиным (2001).

В зависимости от области применения биотеста значимость отдельных требований меняется. Вследствие низких концентраций многих поллютантов в морских водах для оценки их токсичности необходимые характеристики выстраиваются в следующем порядке: разрешающая способность биотеста, его экологическая значимость, оперативность и воспроизводимость результатов.

Разрешающая способность биотеста соответствует чувствительности какой-либо из функций организма, если эта функция используется в качестве тестируемой или соответствует степени устойчивости организма, если регистрируемым показателем токсичности является альтернативный ответ жизнь - смерть. Высокая степень разрешения во многом зависит от правильного подбора наиболее чувствительных биотестов, а также наименее токсикорезистентных стадий развития организмов. Обычно наиболее уязвимы эмбриональные и ранние постэмбриональные стадии онтогенеза (Cairns, 1981; Тюрин, Христофорова, 1995; Ващенко, 2000; Черкашин, 2001). Увеличение продолжительности опыта также повышает разрешающую способность биотеста, однако при этом снижается оперативность оценки токсичности (Черкашин, 2001). Необходимо также учитывать, что разрешающие параметры экспериментальных работ могут быть достаточно высоки по отношению к одной группе токсикантов и весьма низки по отношению к другой (Волков, Заличева, Моисеева и др., 1998; Патин, 2001; Черкашин, 2001).

Другой сложной и объемной характеристикой является экологическая значимость, отвечающая, прежде всего, на следующие вопросы: насколько тест-функция, используемая в процессе тестирования, важна для экосистемы в целом и к каким последствиям могут привести ее изменения (Израэль, 1984). Желательно также определить насколько эффект, полученный в лабораторных экспериментах, будет иметь место в естественной среде обитания. Рассматривая воздействие токсикантов на организменном и экосистемном уровнях, большинство исследователей приходит к заключению о большей устойчивости системы по сравнению с отдельным организмом или группой организмов (Федоров, Гильманов, 1980; Брагинский, 1981; Израэль, 1984; Лукьяненко, 1998).

В качестве тест-объектов применяют гидробионтов всех таксономических групп от бактерий до рыб, однако ни один из них не является универсальным, самым чувствительным ко всем веществам (Cairns, 1986; Филенко, 1989; Остроумов, 2001). Тест-объекты должны быть не только достаточно представительными в экосистеме, но и отражать некоторые специфические особенности, как данного вида, так и большой группы гидробионтов, входящих в биоценоз (Брагинский, 1983). Использование местных видов является благоприятным обстоятельством, повышающим экологический реализм оценки (Филенко, 1989). Таким образом, перспективны массовые, широко распространенные, легкодоступные тест-организмы, способные давать адекватный ответ в лабораторных условиях. Для рыбохозяйственных исследований желательно, чтобы выбранные виды были ценными промысловыми или кормовыми объектами.

Среди тест-функций, обладающих высокой разрешающей способностью, экологической значимостью, простотой регистрации и хорошей воспроизводимостью, при биотестировании успешно используется такие показатели, как скорость роста особей, продуктивность и выживаемость. Однако до настоящего времени в качестве основной тест-функции чаще всего применяется выживаемость, которая является интегральной характеристикой резистентности организмов.

Исходя из вышеизложенного, одним из наиболее перспективных методов тестирования токсичности поллютантов является регистрация летальности эмбрионов и личинок гидробионтов (Патин, 1979; Mayer et al., 1980; Лесников, 1983; Calabrese, 1984; Pahkala, 1986; Ringwood 1991; Hunt, Anderson, 1993; Тюрин, Христофорова, 1995). Поэтому целью настоящей работы явилась оценка токсического воздействия широко распространенных металлов: кадмия, цинка и свинца на выживаемость предличинок массовых в дальневосточных морях видов рыб - японского анчоуса и длиннорылой камбалы.

МАТЕРИАЛ И МЕТОДИКА

Экспериментальные работы проводились на научно-исследовательской базе лаборатории прикладной экологии и токсикологии ТИНРО-Центра на о. Рейнеке в заливе Петра Великого Японского моря в июне-сентябре 2000-2001 гг..

Икру рыб отлавливали в светлое время суток из поверхностного слоя воды в районе с экологически благоприятной обстановкой (о. Рейнеке) с помощью заякоренной поверхностной планктонной сети типа Маручи-Ами с диаметром входного отверстия 1,3 м. Собранный материал доставлялся в лабораторию экспериментальной базы, где в отдельные сосуды объемом 1000 мл, заполненные отстоянной и фильтрованной через тройной слой газа № 61 морской водой, отсаживали икру японского анчоуса (Еп§гаи^ japonicus) и длиннорылой камбалы (Limanda punctatissima punctatissima) по 50-100 шт. в отдельные стаканы. Отбор и посадку осуществляли с помощью лабораторной пипетки.

Через 3-8 и 5-10 ч после завершения массового вылупления соответственно предличинок камбалы и анчоуса рассаживали по 5 шт. в высокие градуированные стеклянные стаканы (объемом >100 мл) с чистой отстоянной и фильтрованной морской водой (объемом немного <100 мл). Отсаженных предличинок выдерживали в этих стаканах в течение 11-12 ч, чтобы исключить из эксперимента травмированных при пересадке особей, добиваясь тем самым снижения гибели в контроле и повышения воспроизводимости результатов. Таким образом, в опыты попадают только наиболее жизнеспособные предличинки анчоуса и камбалы в возрасте 16-22 и 14-20 ч соответственно. Затем в экспериментальные стаканы добавляли необходимое количество токсиканта и доводили объем рабочего раствора до 100 мл.

Диапазон исследуемых концентраций токсиканта устанавливали на основании результатов предварительных экспериментов. При этом стремились к тому, чтобы по крайней мере по одной концентрации вызывали эффект менее 50% и более 50%. Всего в основном 96 ч опыте исследовали пять концентраций в трех повторностях. Также в трехкратной повторности ставится параллельная серия с контрольной группой, отличающейся от экспериментальной только отсутствием токсиканта.

Температурный диапазон в основных экспериментах с сернокислым кадмием составлял в опытах с камбалой - 17.0-17.5°С и 21.0-21.5°С в опытах с анчоусом; с хлоридом цинка - 16,0-16,5°С и 15,5-16,0°С соответственно. В экспериментах с уксуснокислым свинцом температура составляла 19-20,5°С для обоих видов. Такой температурный диапазон соответствовал условиям инкубации икры и суточным

изменениям температуры. Соленость варьировала в пределах 32-33%о. Концентрации кадмия, цинка и высокие концентрации свинца в тестируемых растворах в начале и по окончанию экспериментов определяли на атомно-адсорбционном спектрофотометре Nippon Jarrell Ash AA-855. Низкие концентрации свинца обнаруживали полярографическим методом (вариант инверсионной вольтамперометрии). В расчетах использовались средние концентрации катионов.

Гибель тест-объектов фиксировали каждые 12 ч, погибших предличинок удаляли из стаканов. При обработке данных острых токсикологических экспериментов использовали метод пробит-анализа, рекомендуемый для количественного анализа результатов биотестирования (Патин, 1979; Методические указания..., 1998), реализованный в MS Excell. Поскольку в ходе эксперимента наблюдался постепенный прирост гибели предличинок в контрольных группах, для нивелирования данного эффекта при расчете среднего процента гибели, применяли поправку Аббота (Методические указания., 1998).

Помимо стандартного определения медианной летальной концентрации (ЛК50), вызывающей гибель 50% предличинок, мы приводим значения ЛК0, ЛК16, ЛК84 и ЛК100, которые позволяют дать более полную картину воздействия того или иного вещества на используемые тест-объекты. Расчет ошибки определения медианной летальной концентрации, проводился по одному из наиболее распространенных методов предложенному Миллером и Тейнтером (цит. по: Прозоровский, 1962). В настоящее время отсутствуют общепринятые методы количественной оценки максимальных недействующих концентраций. В связи с тем, что пробитов («единиц вероятности», соответствующих проценту смертности тест-объектов), определяющих летальность 0 и 100% теоретически не существует (Прозоровский, 1962), нам пришлось находить их «исправленные» значения. По Барлету (цит. по: Прозоровский, 1962) «исправленный» пробит для дозы, не приводящей к гибели ни одного из животных в опытной группе, равен:

0,25 х100

-%

n

а для дозы, вызывающей гибель всех животных,

(n - 0,25) х 100

-%

n

где n - число животных в данной группе. Эти «исправленные» значения пробитов применяли в том случае, когда эффект гибели при какой-либо концентрации с учетом поправки Аббота был равен 0 или 100%, а также при расчете ЛК0 и ЛК100.

РЕЗУЛЬТАТЫ

Смертность предличинок рыб возрастала по мере увеличения концентрации металлов и длительности экспозиции во всех вариантах опытов. Повышение гибели тест-объектов наиболее выражено во временном интервале от 48 до 72 ч. Стимулирующего эффекта малых концентраций токсикантов не было отмечено ни в одном из экспериментов.

Результаты опытов по изучению влияния кадмия, цинка и свинца на выживаемость предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса в течение 96 ч экспозиции представлены на рисунках 1, 2, 3. Экспериментальные данные выражены в виде зависимости пробитов («единиц вероятности», соответствующих проценту смертности) от логарифма концентрации токсикантов. На рисунках указаны величины медианных летальных концентраций (96 ч ЛК50) для каждого случая. Логарифмы этих концентраций соответствуют абсциссам точек пересечения каждой из прямых тренда смертности с линией пробита 5, при которых гибель подопытных организмов равна 50%. Также на рисунках приведены значения коэффициентов корреляции, которые оказались довольно высокими.

Анализируя графики, отображающие воздействие кадмия (рис. 1), необходимо отметить, что линии трендов смертности предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса практически параллельны друг другу. Следовательно, углы наклона к оси абсцисс прямых, проведенных через экспериментальные точки, примерно одинаковы для обоих видов. Угловые коэффициенты составляют 1,78 и 1,67 для предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса соответственно. Однако, диапазон гибели предличинок камбалы значительно смещен в область отрицательных значений логарифмов концентраций, что свидетельствует о меньшей их токсикорезистентности к этому металлу в сравнении с предличинками японского анчоуса. Наглядно указывает на меньшую уязвимость японского анчоуса и величина медианной летальной концентрации (96 ч ЛК50 = 0,024 мг/л), которая значительно выше того же показателя для предличинок длиннорылой камбалы (96 ч ЛК50 = 0,006 мг/л) (рис. 1).

Пробит 7

6

5

4

3

2

-3,5 -3 -2,5 -2 -1,5 -1 -0,5 0

Рис. 1. Зависимость процента гибели предличинок (в единицах пробит) от логарифма концентрации кадмия при экспозиции 96 ч :

- - - о длиннорылая камбала -Д японский анчоус

Максимальная недействующая концентрация кадмия (96 ч ЛК0) составила 0,0004 мг/л для предличинок длиннорылой камбалы (табл.) и 0,002 мг/л для предличинок японского анчоуса.

Летальные концентрации (ЛК) металлов (мг/л) для предличинок морских рыб

при экспозиции 96 ч

^^^^^ Л Виды рыо"""""""---^ ЛК0 ЛК16 ЛК50 ЛК84 ЛК100

Кадмий

Длиннорылая камбала 0,0004 0,002 0,006±0,002 0,020 0,080

Японский анчоус 0,002 0,007 0,024±0,009 0,091 0,371

Цинк

Длиннорылая камбала 0,006 0,014 0,027±0,004 0,054 0,114

Японский анчоус 0,005 0,029 0,149±0,067 0,767 4,455

Свинец

Длиннорылая камбала 0,0004 0,002 0,010±0,005 0,049 0,272

Японский анчоус 0,0004 0,001 0,005±0,002 0,019 0,078

Рассматривая результаты опытов по изучению токсичности цинка для выбранных тест-объектов, необходимо отметить различие коэффициентов углов наклона к оси абсцисс

прямых, отражающих зависимость гибели предличинок от логарифмов концентраций. В данном случае (рис. 2) отчетливо видно, что тренд гибели предличинок японского анчоуса проходит гораздо положе к оси абсцисс, по сравнению с трендом гибели предличинок длиннорылой камбалы. Такой наклон прямых, проходящих через экспериментальные точки, указывает на диапазон токсического действия цинка, которая гораздо уже для камбалы, чем у анчоуса.

Пробит 7

6

5

4

3

2

-3,5 -3 -2,5 -2 -1,5 -1 -0,5 0

Рис. 2. Зависимость процента гибели предличинок (в единицах пробит) от логарифма концентрации цинка при экспозиции 96 ч :

- - - -о длиннорылая камбала -Д японский анчоус

Следовательно, амплитуда резистентности предличинок анчоуса к цинку значительно больше. О меньшей устойчивости к данному металлу предличинок длиннорылой камбалы свидетельствуют и величины медианных летальных концентраций (табл.). Значение 96 ч ЛК50 цинка для них (0,149 ± 0,067 мг/л) значительно выше, чем для предличинок анчоуса (0,027 ± 0,004 мг/л). Максимальные недействующие концентрации для обоих видов почти совпали и составили 0,006 мг/л цинка для предличинок длиннорылой камбалы и 0,005 мг/л для предличинок японского анчоуса (табл.).

Данные по токсичности свинца свидетельствуют о довольно низкой устойчивости предличинок выбранных видов рыб к этому металлу. Согласно графикам, отображающим воздействие свинца (рис. 3), угловые коэффициенты линий трендов смертности для обоих видов отличаются незначительно и составляют 1,75 для предличинок японского анчоуса и 1,42 для длиннорылой камбалы. Некоторое смещение прямой, проходящей через экспериментальные точки для предличинок японского анчоуса в отрицательную область логарифмов концентраций, в дополнение к более высокому значению углового

* * СГ г у = 1,3879х + 6,1495 Р = 0,8426^^

о о* д

у = 3,2812х + 10,143 И Р = 0,8854 X #

-*- Логарифм концентрации, мг/л 1 ^ ЛК50 ^^ \ 1

коэффициента, объясняет различие величин 96 ч ЛК 50. Для предличинок японского анчоуса медианная летальная концентрация составляет 0,01 мг/л, а для предличинок длиннорылой камбалы - 0,005 мг/л (табл.). Однако максимальные недействующие концентрации для обоих видов совпали и составили 0,0004 мг/л, что видно из графиков (рис. 3). Линии трендов смертности сходятся в точке, соответствующей значению пробита 2,85, равному нулевому эффекту.

Пробит 7

6

5

4

3

2

-3,5 -3,0 -2,5 -2,0 -1,5 -1,0 -0,5 0,0

Рис. 3. Зависимость процента гибели предличинок (в единицах пробит) от логарифма концентрации свинца при экспозиции 96 ч :

. . . .o длиннорылая камбала -Д японский анчоус

Сопоставляя угловые коэффициенты и токсикометрические параметры, полученные с помощью пробит-анализа результатов всех приведенных выше экспериментов, можно выявить характерную тенденцию: с увеличением угла наклона прямой к оси абсцисс значения ЛК50 обычно уменьшается.

ОБСУЖДЕНИЕ

Результаты острых опытов показали, что предличинки длиннорылой камбалы, по медианным летальным концентрациям, менее резистентны к воздействию кадмия и цинка, а предличинки японского анчоуса - к воздействию свинца. Сравнивая расчетные значения максимальных недействующих концентраций, необходимо отметить отсутствие значимых межвидовых различий устойчивости тест-объектов к свинцу и цинку. Однако токсичность

У = 1,747x + 8,981 R2 = 0,9767^"""^

А_______ / ' ' о

Й >----- ______ . * , У = 1,4234x + 7,8549 R2 = 0,8348

X'

1 1 ЛК50 Логарифм концентрации, мг/л 1

кадмия для исследованных видов существенно различалась и была в 5 раз больше для камбалы, чем для анчоуса.

В целом изученные тяжелые металлы можно расположить в следующем порядке уменьшения их токсичности: для предличинок длиннорылой камбалы: кадмий > свинец > цинк; для предличинок японского анчоуса: свинец > кадмий > цинк. Общим для обоих видов является большая резистентность к цинку, чем к кадмию или свинцу, что согласуется с данными ряда авторов (Патин, 1979; Viarengo, Mancinelli, Pertica et al., 1993; Фащук, Сапожников, 1999). Выявленное нами возрастание токсичности изученных металлов по мере увеличения их концентрации и длительности экспозиции отмечено многими исследователями в экспериментах с различными гидробионтами (Патин, 1979; Steele, 1983; Черкашин, 1986; Терновенко, 1989; Лукьянова, 2001; Никифоров, Черкашин, Шелехов, 2002).

Данные по токсичности кадмия для предличинок длиннорылой камбалы (96 ч ЛК50 = 0,006 ± 0,002 мг/л) и японского анчоуса (96 ч ЛК50 = 0,024 ± 0,009 мг/л) были близки или даже ниже величин, полученных другими исследователями. Так, ЛК50 для радужной форели на различных стадиях развития, варьировала от 0,001 до 0,003 мг/л (Восилене, Данюлите, 1991). При концентрации сернокислого кадмия 50 мг/л наблюдалась 100%-ная гибель взрослых особей красноперки через 210 мин экспозиции, при 30 мг/л -через 990 мин соответственно (Бянкин, Дорошенко, 1999).

Длительное содержание взрослых особей морского ежа Stongylocentrotus intermedius в воде с концентрацией кадмия 0,1 мг/л не приводило к их гибели или изменению поведения, но все полученное от них потомство оказалось нежизнеспособным (Христофорова, 1989). На основании результатов более чем 20-ти летних исследований, японский ученый Н. Кобаяши определил диапазон концентраций кадмия, вызывающих нарушение раннего развития морских ежей (в опытах до 96 ч) с нижним пределом 0,6 мг/л (Kobayashi, 1984). Этот показатель в 600 раз выше максимальной недействующей концентрации (0,001 мг/л) в 96 ч экспериментах, где в качестве тест-объекта использовали хитона Ischnochiton hakodadensis (Тюрин, 1994а,б). Власова и Христофорова (1982) показали, что длительное воздействие на взрослых морских ежей S. intermedius и S. nudus 0,005 мг/л кадмия вызывает аномалии в развитии потомства, сходные с аномалиями, наблюдавшимися в острых опытах при действии 5,0 мг/л данного токсиканта и более. Аккумулирование кадмия в кишечнике S. intermedius за 130 сут. при содержании этого металла в воде 0,001 мг/л было незначительно (Лукьянова, 2001). Не происходило явного накопления данного элемента и в гонадах и цитоплазме эмбрионов, полученных от таких животных. Однако можно предположить, что изменения в метаболизме микроэлементов в

яйцеклетках происходят, поскольку повышается уровень металлотионеиннов в тканях (Лукьянова, 2001).

Значение ЛК0 кадмия при 96 ч экспозиции для предличинок длиннорылой камбалы (0,0004 мг/л) оказалось примерно в два раза ниже, чем в опытах на ранних стадиях развития хитона I. hakodadensis (Тюрин, 1994а, б), а для предличинок японского анчоуса (0,002 мг/л)- в два раза выше. Максимальная допустимая концентрация данного металла, не влияющая на плодовитость, выживание взрослых и личинок рыб, а также на успешное вылупление различных видов рыб, составила 0,004 мг/л (Дучинскас, Контаутас, Рацуцкис и др., 1989). Значение ЛК0 кадмия для предличинок длиннорылой камбалы было в пять раз ниже рекомендованных предельных концентраций этого элемента (0,002 мг/л) в зарубежных странах (Восилене, Данюлите, 1991). Ранее отмечено, что использование функциональных нагрузок значительно понижает устойчивость предличинок японского анчоуса к кадмию, позволяя выявить в острых опытах недействующие концентрации, которые могут быть ниже официально утвержденных в нашей стране ПДК (0,01 мг/л) для этого металла (Черкашин, 2001), но сопоставимы с выводами других исследователей (Тюрин, 1994а,б; Тюрин, Христофорова, 1995).

Сравнение полученных нами значений максимальных недействующих концентраций кадмия с его фоновым уровнем в морской воде зал. Петра Великого (Ковековдова, 1993), выявило, что естественное содержание этого металла в воде экологически благополучного района (о. Рейнеке) было в 6,5-8 раз ниже расчетных значений ЛК0. Фоновое содержание кадмия в воде залива Петра Великого составляет 0,010,03 мкг/л (Шулькин, Богданова, 1989), что также не превышало значения максимальной недействующей концентрации кадмия для предличинок длиннорылой камбалы. Высокое, по сравнению с другими районами залива Петра Великого, содержание кадмия в воде в районе бухты Славянка составило 0,12-0,35 мкг/л (Ковековдова, 1993), то есть эти концентрации значительно выше полученных нами значений 96 ч ЛК0. Всероссийская ПДК кадмия (0,010 мг/л) для морских вод (Перечень рыбохозяйственных нормативов..., 1999) превышает рекомендуемое нами значение максимальной недействующей концентрации в 15 раз, а общепринятый санитарно-токсикологический показатель ПДК (0,001 мг/л) для природных вод - в 2,5 раза (Ежегодник качества морских..., 1985).

Результаты опытов с цинком показали, что предличинки исследованных видов рыб более устойчивы к данному металлу по сравнению с остальными токсикантами. Концентрация цинка, летальная для 50% особей за 96 ч, составляла 0,027 ± 0,004 мг/л (длиннорылая камбала) и 0,149 ± 0,067 мг/л (японский анчоус). Наши данные сопоставимы с результатами других авторов. Например, С.А. Патин (1979) предлагал использовать икру

и личинок следующих рыб: Trachurus trachurus, Clupea, Tillapia mossambica и др., как объекты для эколого-токсикологических исследований биологических эффектов загрязняющих примесей в морской воде. При изучении влияния цинка на икру некоторых этих и других видов рыб значения ЛК50 данного металла составили от 0,025 до 0,080 мг/л (Патин и др., 1978, цит. по Патину, 1979). Сходные, и даже более высокие, концентрации цинка (0,1; 1 и 10 мг/л) были использованы в экспериментах с икрой салаки (Кайво, 1983).

Экспериментальное изучение жизнестойкости личинок 5 видов дальневосточных рыб выявили существенное влияние их видовых особенностей на выживаемость в условиях воздействия экстремальных факторов (Черкашин, 2000).. Наиболее уязвимой к повышенному содержанию цинка оказалась сайра. Концентрация 0,2 мг/л вызывала через сутки гибель всех ее предличинок, выклюнувшихся последними. Для самых жизнестойких предличинок этого тест-объекта ЛК50 за 24 ч составляла 3,8 мг/л, а 48 ч ЛК50 - 0,7 мг/л. С увеличением длительности воздействия минимальная токсичная концентрация может быть значительно меньше, то есть безопасные концентрации этого металла для сайры составляют десятки мкг/л (Черкашин, 2000). В более длительном эксперименте (7 сут.) при концентрации цинка 0,1 мг/л с молодью кеты (Oncorhynchus keta) были выявлены изменения в морфологии клеточных элементов крови (Калинина, 1997).

Для молоди ракообразных (мизид), 96 ч ЛК50 цинка составляла 0,5 мг/л при температуре 21°С (Gentile, et al., 1982). При изучении токсикорезистентности Daphnia magna Straus медианные летальные концентрации цинка в 72 ч опытах при температуре 30°С составили 0,005 мг/л для самок и 0,014 мг/л для молоди (Брагинский, Щербань, 1978; Брагинский, Величко, Щербань, 1987).

В 96 ч экспериментах при температуре 18 - 20°С на эмбрионах, личинках и взрослых особях морского ежа S. intermedius и трепанга Stichopus japonicus значения медианных летальных концентраций цинка оказались выше, чем для многих ракообразных и рыб, и составили 0,101 мг/л для морского ежа и 0,12 мг/л для трепанга. Аномалии в развитии эмбрионов морского ежа зарегистрированы уже при 0,048 мг/л данного металла (Щеглов, Мойсейченко, Ковековдова, 1990), что на порядок выше результатов, полученных для наших тест-объектов (96 ч ЛК0 = 0,006 мг/л - 0,005 мг/л). Эти значения максимальных недействующих концентраций для анчоуса и камбалы оказались больше, чем в экспериментах на эмбрионально-личиночных стадиях развития хитона I. hakodadensis (0,001 мг/л), включая оседание и начало метаморфоза (Тюрин, 1994а). В хронических экспериментах максимальная допустимая концентрация цинка, не влияющая на плодовитость и выживание взрослых и личинок рыб, а также на успешное вылупление их предличинок, составила 0,0012 мг/л (Дучинскас, Контаутас, Рацуцкис и др., 1989).

Самое низкое значение (0,0001 мг/л) максимальной недействующей концентрации цинка был определено в ходе экспериментов на D. magna (Брагинский, Щербань, 1978), такое низкое значение ЛК0, очевидно, связано с тем, что данный эксперимент проводился при температуре 30°С, что само по себе являлось стрессом и усугубило действие токсиканта.

На личинках двустворчатого моллюска Haliotis rufescens было показано, что максимальная концентрация цинка, при которой личинки проходили метаморфоз, составила 0,05 мг/л (Hunt, Anderson, 1989), что на порядок выше полученных нами значений ЛК0 для этого токсиканта.

Сравнение полученных нами значений максимальных недействующих концентраций цинка с его содержанием в водах залива Петра Великого (Ковековдова, 1993), показало, что естественное содержание этого металла в воде (0,05-0,06 мкг/л) экологически благополучного района (о. Рейнеке) было сопоставимо или почти в пять раз ниже расчетного значения ЛК0. Фоновый уровень цинка в водах залива Петра Великого составлял 0,0002-0,0004 мг/л (Шулькин, Богданова, 1989). В районах с высоким содержанием цинка - бухте Славянка Славянского залива и бухте Западная Амурского залива, его концентрации достигали 11,0 и 16,5 мкг/л соответственно (Ковековдова, 1993), что значительно превышает рекомендуемые нами как максимальные недействующие. Очень высокое содержание этого металла отмечено так же у северных берегов зал. Находка с максимумом у входа в бухту Находка - 78,8 мкг/л (Ващенко, 2000), что в 13-16 раз превышает определенные нами максимальные недействующие концентрации цинка.

Рассчитанные значения 96 ч ЛК50 для свинца варьировали в пределах от 0,005± 0,002 мг/л (японский анчоус) до 0,010± 0,005 мг/л (длиннорылая камбала). Данные результаты согласуются с величинами медианных летальных концентраций для этого токсиканта (0,0044-0,0127 мг/л), полученными в экспериментах на различных стадиях развития радужной форели (Восилене, Данюлите, 1991). При изучении влияния свинца на икру и личинок рыб в 2-7 суточных опытах значения ЛК50 данного металла составили от 0,025 до 0,19 мг/л (Патин и др., 1978, цит. по Патин, 1979).

В острых 96 ч экспериментах с использованием морских мизид вида Neomysis integer Leach значение медианной летальной концентрации свинца составило 2,9 мг/л, а при 48 ч экспозиции этот показатель был еще выше - 4,2 мг/л (Зандмане, Сташулане, 1987). В хронических опытах на молоди бокоплавов Niphargiodes maeoticus продолжительностью 30-40 суток величины ЛК50 оказались ниже и составили от 0,1 до 0,03 мг/л (Патин и др., 1978, цит. по Патин, 1979). Эксперименты на ветвистоусых ракообразных D. magna показали, что в отстоянной водопроводной воде низкие

концентрации ионов Pb2+ (5-10 мкг/л) снижают теплоустойчивость D. magna при колебаниях температуры в пределах ее толерантности (+28°С--->+12°С). При проведении тех же опытов в синтетических средах действие ионов Pb2+ проявляется уже при концентрациях 0,5-1,0 мкг/л (Гайнутдинов, Яргунов, Красноперова и др. 1996).

Таким образом, наши результаты показали меньшую токсикорезистентность предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса, для которых расчетные недействующие концентрации свинца при 96 ч экспозиции совпали и составили 0,0004 мг/л (0,4 мкг/л). Эти значения оказались в 17,5 раз ниже предельных концентраций свинца (0,007 мг/л) рекомендованных в зарубежных странах (Восилене, Данюлите, 1991).

Сопоставление полученных нами значений максимальных недействующих концентраций свинца при 96 ч экспозиции для предличинок японского анчоуса (0,0004 мг/л) с его предельно допустимой концентрацией для морских вод, утвержденной в РФ, показало, что ПДК этого металла (0,01 мг/л) (Перечень рыбохозяйственных нормативов.., 1999) выше наших результатов в 25 раз. Фоновое содержание свинца в водах залива Пера Великого колеблется в пределах от 0,00002 до 0,00008 мг/л (Шулькин, Богданова, 1989).

Обобщение результатов проведенных экспериментальных работ на предличинках длиннорылой камбалы и японского анчоуса выявило некоторые межвидовые различия значений 96 ч медианных летальных концентраций исследованных металлов. Однако, несмотря на это, в зоне максимальных недействующих концентраций наблюдается сближение токсикорезистентности наших объектов и разница в значениях максимальных недействующих концентраций практически нивелируется. Так, 96 ч ЛК0 цинка для предличинок длиннорылой камбалы составляет 0,006 мг/л, а для предличинок японского анчоуса - 0,005 мг/л, для свинца эти показатели совпадают и составляют 0,0004 мг/л. (табл.). Выявленную же межвидовую разницу в значениях максимальных недействующих концентраций кадмия можно объяснить различной специфичностью восприятия именно этого металла нашими тест-объектами. Это подтверждает высказываемое ранее предположение о необходимости проведения наблюдений и экспериментов при исследовании состояния природных водоемов не на одном, а на нескольких тест-объектах, для выявления наиболее результативных показателей и чувствительных видов, которые в дальнейшем следует использовать, при определении ПДК (Патин, 1979) и мониторинге природных вод (Щербань, 1990).

Расхождение полученных нами значений ЛК0 металлов с утвержденными государственными ведомствами России ПДК для морских вод (Перечень рыбохозяйственных нормативов..., 1999) объясняется в основном тем, что

токсикологические эксперименты при разработке ПДК проводились на высокорезистентных и нечувствительных тест-объектах (Тюрин, Христофорова, 1993 а,б; Никифоров, Черкашин, Шелехов, 2002).

Полученные нами значения максимальных недействующих концентраций металлов (Cd; 2п; РЬ) не превышали их фонового содержания в водах залива Петра Великого Японского моря и были значительно ниже утвержденных в Российской Федерации ПДК для морских вод объектов имеющих рыбохозяйственное значение:

кадмия в 25 раз;

цинка в 10 раз;

свинца в 25 раз.

Учитывая низкую резистентность предличинок исследованных видов рыб и возможность достоверно определять токсичность загрязнителей за 96 ч, считаем целесообразным их использование при сравнительном анализе опасности поллютантов, на основе результатов минимальных токсикологических экспериментов. Предлагаем включить предличинок японского анчоуса и длиннорылой камбалы в число тест-объектов для установления региональных ПДК поллютантов в северо-западной части Тихого океана.

ЛИТЕРАТУРА

Брагинский Л.П. Теоретические аспекты проблем "нормы и патологии" в водной экотоксикологии // Теоретические вопросы водной токсикологии: Материалы Ш советско-американского симпоз. - Л.: Наука, 1981. - С. 29-40.

Брагинский Л.П. Общие принципы и некоторые теоретические вопросы биотестирования // Обобщенные показатели качества вод - 83. Практические вопросы биотестирования и биоиндикации, - Черноголовка: Изд-во ОИХФ АН СССР, 1983. - С. 912.

Брагинский Л.П., Щербань Э.П., Острая токсичность тяжелых металлов для водных беспозвоночных при различных температурных условиях // Гидробиол. журн. - 1978. -Т.14, №1. - С. 86-97.

Брагинский Л.П., Величко И.М., Щербань Э.П. Пресноводный планктон в токсической среде. - Киев: Наук. думка, 1987. - 179 с.

Бянкин А.Г., Дорошенко М.А. Влияние солей тяжелых металлов на обонятельный эпителий красноперки // Биомониторинг и рациональное использование морских и пресноводных гидробионтов: Тез. докл. конф. молодых ученых, Владивосток, 24-26 мая, 1999 г. - Владивосток, 1999. - С. 127-128.

Ващенко М.А. Загрязнение залива Петра Великого Японского моря и его биологические последствия // Биол. моря - 2000. - Т. 26, №3, - С. 149-159.

Власова Г. А., Христофорова Н.К. Действие кадмия на ранний онтогенез морского ежа Stongylocentrotus intermedius // Биол. моря. - 1982.- №4. - С. 31-36.

Волков И.В., Заличева И.Н., Моисеева В.П. Самылин А.Ф., Харин В.Н. Региональные аспекты водной токсикологии // Экологические аспекты регламентирования антропогенного загрязнения водоемов России (региональные ПДК). - Ярославль: Верхневолжское отделение Российской экологической академии (ВВО РЭА), 1998. - С. 320.

Восилене М. Э., Данюлите Г. Сравнительный анализ безопасных концентраций некоторых тяжелых металлов применительно к водоемам Литвы // Вторая Всесоюз. Конф. по рыбохозяйственной токсикологии: Тез. докл. СПб., 1991. - Т. 1 - С. 99-100.

Гайнутдинов М.Х., Яргунов В.Г., Красноперова И. А., Плеханова В.А., Лобода В.И., О двух механизмах токсического действия ионов Pb2+ на Daphnia magna // Материалы VII съезда гидробиол. о-ва РАН, Казань, 14-20 октября 1996. Казань: Полиграф, 1996. - Т.3. -С. 13-14.

Дучинскас К., Контаутас А., Рацуцкис У., Швитра Д., Янчаускас П. Прогнозирование экологического состояния Куршского залива под воздействием некоторых антропогенных факторов // Математические модели в биологии и медицине. -Вильнюс, 1989. - N 3. - С. 58-79.

Ежегодник качества морских вод по гидрохимическим показателям (Японское море) за 1984 г. - Владивосток, 1985

Зандмане А.К., Сташулане И.Я. Влияние некоторых токсических веществ на жизнедеятельность морских мизид // Экспериментальная водная токсикология. - Рига: Зинатне, 1987. - Вып. 12. - С. 217-228.

Израэль Ю.А. Экология и контроль состояния природной среды. -М.: Гидрометеоиздат, 1984. - 560 с.

Кайво Т.В. Салака Clupea harengus membras в качестве тест-объекта в мониторинге экосистемы Балтийского моря //Теоретические вопросы биотестирования. - Волгоград, 1983. - С.112-114.

Калинина М. В. Изучение влияния меди и цинка на картину крови молоди кеты (Oncorhynchus keta) // 1-й конгресс ихтиологов России: Тез. докл. - Астрахань, 1997. - С. 219-220.

Ковековдова Л. Т. Тяжелые металлы в промысловых беспозвоночных залива Петра Великого в связи с условиями существования: Автореф. диссертации канд. биол. наук. -Владивосток, 1993. - 28 с.

Лесников Л.А. Основные задачи, возможности и ограничения биотестирования // Теоретические вопросы биотестирования. - Волгоград: Волгоградская правда, 1983. - С. 312.

Лукьяненко В.И. Экологические основы регламентирования антропогенного загрязнения водоемов России // Экологические аспекты регламентирования антропогенного загрязнения водоемов России (региональные ПДК). - Ярославль: ВВО РЭА, 1998. - С. 37-62.

Лукьянова О.Н. Молекулярные биомаркеры. - Владивосток: Изд-во ДВГАЭУ, -2001. - 192 с.

Методические указания по установлению эколого-рыбохозяйственных нормативов (ПДК и ОБУВ) загрязняющих веществ для воды водных объектов, имеющих рыбохозяйственное значение. - М.: ВНИРО, 1998. - 148 с.

Никифоров М.В., Черкашин С.А., Шелехов В.А. Экспериментальные исследования выживаемости предличинок морских рыб под воздействием кадмия, свинца и цинка // XXI век - перспективы развития рыбохозяйственной науки: Материалы Всерос. Интернет-конф. молодых ученых, - Владивосток: Изд-во ТИНРО-Центр, 2002. - С. 115-119.

Остроумов С.А. Биологические эффекты при воздействии поверхностноактивных веществ на организмы. - М.: МАКС Пресс, 2001. - 334 с.

Патин С.А. Влияние загрязнения на биологические ресурсы и продуктивность Мирового океана. - М.: Пищ. пром-сть. - 1979. - 304 с.

Патин С. А. Нефть и экология континентального шельфа. - М.: Изд-во ВНИРО, 2001. - 247 с.

Перечень рыбохозяйственных нормативов предельно допустимых концентраций (ПДК) и ориентировочно безопасных уровней воздействия (ОБУВ) вредных веществ для воды водных объектов, имеющих рыбохозяйственное значение. - М.: ВНИРО: Государственный комитет РФ по рыболовству, 1999. - 304 с.

Прозоровский В.Б. Использование метода наименьших квадратов для пробит-анализа кривых летальностей. // Фармакология и токсикология, 1962. - № 1. - С. 116-119.

Терновенко В.А. Биотестирование морской среды с помощью поведенческих реакций ракообразных: Автореф. диссертации канд. биол. наук. - Севастополь, 1989. -24 с.

Тюрин А.Н. Метаморфоз хитона ЬсШосЫЮп hakodadensis как биотест загрязнения морской среды // Биол. моря. - 1994а. - №1. - С. 68-72.

Тюрин А.Н. Действие ионов металлов и детергентов на развитие хитонов: Автореф. дисертации канд. биол. наук. - Владивосток, 1994б. - 22 с.

Тюрин А.Н., Христофорова Н.К. Выбор тестов для оценки загрязнения морской среды. //Биол. моря, - 1995. - Т. 21. - № 6. - С. 361-368.

Фащук Д.Я., Сапожников В.В. Антропогенная нагрузка на геосистему «море -водосборный бассейн» и ее последствия для рыбного хозяйства (методы диагноза и прогноза на примере Черного моря). - М.: Изд-во ВНИРО, 1999. - 124 с.

Федоров В.Д., Гильманов Т.Г. Экология. - М.: МГУ, 1980. - 463 с.

Филенко О.Ф. Биотестирование: возможности и перспективы использования в контроле поверхностных вод // Методы биоиндикации и биотестирования природных вод. - Л.: Гидрометеоиздат, 1989. - С. 185-193.

Христофорова Н.К. Биоиндикация и мониторинг загрязнения морских вод тяжелыми металлами. - Л.: Наука, 1989. - 192 с.

Черкашин С.А. Реакция избегания гидробионтами (молодь рыб и ракообразные) некоторых токсикантов: Автореф. диссертации канд. биол. наук. - Севастополь, 1986. - 17 с.

Черкашин С. А. Экспериментальная оценка экологической ситуации с помощью изучения выживаемости ихтио- и зоопланктона // Вопросы рыболовства. - 2000. - Т. 1, №2-3, ч. 2. - С.168-169.

Черкашин С. А. Биотестирование: терминология, задачи, основные требования и применение в рыбохозяйственной токсикологии // Изв. ТИНРО. - 2001. - Т. 128. - С. 10201035.

Шулькин В. М. Оценка загрязнения металлами реки Туманной и прилегающих морских вод // Экологическое состояние и биота юго-западной части залива Петра Великого и устья реки Туманной. Владивосток: Дальнаука, 2000. - Т. 1. - С. 76-85.

Шулькин В.М., Богданова Н.Н. Распределение металлов в поверхностном слое вод залива Петра Великого (Японское море). - Владивосток, 1989. - 30 с. Деп. в ВИНИТИ, №773-В89.

Щеглов В.В., Мойсейченко Г.В., Ковековдова Л.Т. Влияние меди и цинка на эмбрионов, личинок и взрослых особей морского ежа 8Шп§у1осспйОш intermedius и трепанга Stichopus japonicus // Биол. моря. 1990. - №3. - С. 55-58.

Щербань Э.П. Эффективность биотестирования природных вод на ветвистоусых ракообразных // Методология экологического нормирования. Харьков, 1990. Ч. II, секция 3

- С. 162.

Cairns J. Jr. The myth of the most sensitive species // Bioscience. - 1986. - Vol. 36, №10.

- P. 670-672.

Calabrese A. Ecotoxicological testing with marine molluscs // Ecotoxicalogical Testing for the Marine Environment. Bredene, Belgium., - 1984. - Vol.1. - P.341-405.

Gentile G.H., Gentile S.M., Hairston H.G., Sullivan B.G. The use of life-tables for evaluating the chronic toxicity of pollutants to mysidopsis-bahia // Hydrobiologia. - 1982. -Vol. 93, №1-2. - P. 179-188.

Hunt J.W., Anderson B.S. Sublethal effects of zinc and municipal effluents on larvae of the red abolone Haliotis rufescens // Mar. Biol. - 1989. - Vol. 101. - P. 545 - 552.

Hunt J.W., Anderson B.S. From research to routine: A review of toxicity testing with marine molluscs // Environmental toxicology and risk assessment. American Society for testing and materials (ASTM 1179-1993). - Philadelphia, 1993. - Vol. 1179. - P. 320-339.

Kobayashi N. Marine ecotoxicological testing with echinoderms // Ecotoxicological Testing for the Maine Environment. Bredene, (Belgium): State Univ. Ghent. and Inst. Mar. Scient. Res. - 1984. - V.1. P. 341-405.

Mayer F. L., Mehrle P.M., Schoettger R.A. Trends in aquatic toxicology in the United states: a perspective. // The effect of pollutants upon aquatic ecosystems. EPA. Washington. 1980. P. 44-59.

Pahkala O. Classification of Chemicals Hazardous for the Environment // Symposium on Toxicology "Reproductive Toxicology and Ecotoxicology": Abstracts. - Joensuu (Finland): Univ. Joensuu., 1986. - № 8. - P. 37-40.

Ringwood A.H. Short-term accumulation of cadmium by embryos, larvae, and adults of an Hawaiian bivalve, Isognomon сalifornicum // J. Exp. Mar. Biol. and Ecol. - 1991. - Vol. 149, № 1. - P. 55-66.

Steele C.W. Comparison of the behavioral and acute toxicity of copper to sheepshead, atlantic croaker and pinfish // Mar. Poll. Bull. - 1983. - Vol. 14, № 11. P. 425-428.

Viarengo A., Mancinelli G., Pertica M., Fabbre R., Orunesu M. Effects of Heavy metals on the Ca+ - ATPase activity present in gill plasma - membrane of mussels (Mytilus galloprovincialis Lam.) // Comp. Biochem. Psysiol. - 1993. - Vol. 106C, №3. - Р. 655-660.