Загрузил amtek-kerch

Lukianenko Toxicologyoffish

Реклама
В. И. Лукьяненко
ТОКСИКОЛОГИЯ РЫБ
1
«Пищевая промышленность», 1967.
УДК 615.9
На основе собственных экспериментальных данных автора и его сотрудников, а также систематизации
обширной отечественной и зарубежной литературы в книге рассматриваются важнейшие вопросы современной
токсикологии рыб: методы определения и критерии токсичности, сравнительная токсичность различных групп
ядов промышленных сточных вод, химическое строение и токсическое действие, симптомы отравления и
обратимость интоксикации рыб, значение концентрации яда и времени контакта в определении выраженности и
исхода отравления, количественные вопросы токсикологии рыб, комбинированное действие ядов (синергизм и
антагонизм), токсичность сточных вод сложного состава, адаптация рыб к ядам, влияние факторов водной среды
(температура, жесткость, величина рН, содержание кислорода) на устойчивость рыб к ядам, вопросы возрастной
токсикологии рыб, влияние ядов на физиологические функции рыб и механизмы развития отравления, видовые и
экологические особенности устойчивости рыб к ядам, обнаружение и избегание рыбами ядов.
Рассматриваемые вопросы и последовательность их рассмотрения подчинены основной цели: созданию
оптимальной схемы проведения опытов по биологическому нормированию предельно допустимых концентраций
ядов промышленных сточных вод для рыбохозяй-ственных водоемов. Особое внимание при этом обращается на
интерпретацию и оценку экспериментальных данных по токсичности различных соединений для рыб.
Много места уделено физиологическому аспекту проблемы влияния ядов промышленных сточных вод на
рыб, изучение которого направлено, в первую очередь, на разработку экспресс-методов определения токсичности
промышленных сточных вод и предельно допустимых концентраций сбрасываемых вредных веществ.
Книга предназначена для широкого круга читателей и прежде всего, гидробиологов, ихтиологов,
физиологов, токсикологов, санитарных врачей, а также для студентов и аспирантов соответствующих кафедр
университетов и институтов.
Таблиц 54, рисунков 58, библиографий 533.
Рецендент: Теличенко Михаил Михайлович
2
ОТ АВТОРА
Литература по токсикологии рыб обширна, крайне разноречива и публикуется на многих языках мира,
вследствие чего систематизировать ее довольно трудно. Обзор русских работ сделан Е. А. Веселовым (1954) и Н.
С. Строгановым (1960). Многие десятки статей трудно или невозможно получить через обычные библиотечные
каналы и единственная возможность кратко ознакомиться с этими, источниками - просмотр реферативного
журнала Water Pollution Abstracts, издающегося в Лондоне с 1927 г. Другой ценный источник информации рефераты, публикуемые в американском журнале «Water and Waste Treatment Journal», а также в справочнике
Калифорнийского государственного контрольного совета по водным загрязнениям (С. S. W. Р. С. В., 1952). Много
полезных данных можно найти в немецком справочном руководстве Либмана (Liebmann, 1960) «Handbuch der
Frisdhwasser und abwasserbidagie».
Угрожающий рост объема промышленных сточных вод во всех экономически развитых странах мира,
ставит исследователей перед необходимостью ускорить поиски научно обоснованных предельно допустимых
концентраций различных компонентов промышленных сточных вод и обобщения уже имеющихся сведений с
целью разработки практических рекомендаций по устранению загрязнений. Успешное решение этой задачи
возможно только при объединении усилий ученых разных стран и различных лабораторий внутри страны. Пока
это не удавалось сделать из-за отсутствия общепринятых критериев и методов определения токсичности ядов
промышленных сточных вод.
Мы предприняли попытку систематизации, анализа и обобщения имеющихся отечественных и
зарубежных данных для построения методической схемы ихтиотоксикологического исследования по
биологическому нормированию вредных веществ для рыбохозяйственных водоемов. Особое внимание при этом
обращалось на интерпретацию и оценку экспериментальных данных по токсичности различных соединений для
рыб. Значительную помощь в работе над книгой оказали данные, полученные автором и его сотрудниками при
разработке физиологического аспекта проблемы влияния ядов промышленных сточных вод на рыб.
Много места уделено экспресс-методам определения токсичности промышленных стоков и предельно
допустимых концентраций вредных веществ.
Считаю своим долгом отметить большую помощь ныне покойного действительного члена АМН СССР,
проф. В. М. Карасика при обсуждении плана первой части данной работы, а также доценту МГУ М. М.
Телитченко за ценные указания при просмотре рукописи. Приношу сердечную благодарность докт. биол. наук Ю.
И. Сорокину, канд. биол. наук Д. А. Панову и В. М. Володину за участие в экспериментальном решении
некоторых важных вопросов возрастной токсикологии рыб. Я весьма признателен также Б.А.Флерову, П. П.
Гераскину, Л. А. Петуховой, А. А. Кокозе, Л. Н. Серову и другим сотрудникам, принимавшим участие в
экспериментальной части работы. Выражаю также искреннюю признательность заведующей библиотекой
института Биологии внутренних вод АН СССР Н. А. Лимановой, оказавшей содействие в получении многих
литературных источников и канд. биол. наук Ф. И. Безлеру за постоянную помощь в ознакомлении с работами
немецких авторов.
Автор отчетливо понимает всю сложность рассматриваемой проблемы. Многие вопросы, необходимые для
ее решения, разработаны недостаточно и потому не получили необходимого освещения в данной работе. Я далек
от мысли, что полностью справился с поставленной задачей и буду весьма признателен за сделанные замечания.
ВВЕДЕНИЕ
Загрязнение внутренних водоемов промышленными сточными водами наносит огромный вред рыбному
хозяйству многих стран. Промышленные яды, попадая в водоем, нарушают связи рыб сводной средой, влияют на
все этапы жизненного цикла: от оплодотворенной икры до половозрелых форм. Помимо непосредственного
токсического действия на рыб, они уничтожают нагульные пастбища и нерестилища, затрудняют, а подчас
делают невозможными миграции рыб, вызывают массовые заболевания, ослабляя общую устойчивость, портят
товарные качества рыбы. Во Франции, Англии, Бельгии, США, ФРГ и других странах многие реки отравлены
промышленными сточными водами и потеряли рыбохозяйственное значение. Первые грозные признаки
необратимого отравления рек появились и у нас в стране. Многие крупные реки европейской части СССР и
Сибири становятся малопригодными для обитания и нереста таких ценных рыб, как белуга, белорыбица, осетр,
рыбец, севрюга, сазан, сельдь, стерлядь, судак, минога (Гусев, 1957, 1961). Некоторые водохранилища, такие, как
Магнитогорское, Камское, Волчихинское, Ириклинское, Куйбышевское, Волгоградское, Горь-ковское,
Днепровское, Каховское и другие, теряют или уже потеряли рыбохозяйственное значение (Александрова и др.,
1959; Кибальчич, 1959; Балабанова, 1957, 1960, 1961; Гусев, 1957; Мосевич, 1957; Лу-бянов, 1960; Федий, 1957,
1959, 1961).
Промышленные яды в водоеме действуют не только на ихтиофауну. Они оказывают значительное влияние
на состав, количество и распределение фито- и зоопланктона, бентоса и микрофауны. Специфика и степень
губительного действия ядов определяется как качеством и количеством ядов, так и гидрологическими,
3
гидрохимическими и биологическими особенностями водоема.
Таким образом, яды промышленных сточных вод действуют на ихтиофауну водоема тремя путями:
 изменением физических, физико-химических и химических свойств воды;
 изменением количества и качества кормовых организмов;
 прямым токсическим действием на рыб.
Поэтому проблема влияния загрязнений водоемов на рыбное хозяйство является сложной и
многоплановой проблемой. В настоящей работе рассмотрены лишь те вопросы, которые составляют предмет
экспериментальной токсикологии рыб. Наша задача облегчается тем, что в последние годы появился ряд
монографических обзоров: Л. Клейна (Klein, 1957), X. Хайнеса (Hynes, 1960), Н. С. Строганова (1960) и С. М.
Драчева (1964), посвященных различным аспектам рассматриваемой проблемы.
В отечественной и зарубежной литературе было предложено несколько терминов, характеризующих
предмет и задачи того направления исследований, которое рассматривает действие токсических веществ на
водные организмы: «токсикология рыб» П. Штей-мана (Steimann, 1928), «рыбохозяйственная токсикология» Е. А.
Ве-селова (1951, 1954), «токсикология водных животных» и «водная токсикология» Н. С. Строганова (1940,
1960). Мы полагаем, что несмотря на очевидные недостатки термина «токсикология рыб», он предпочтительнее
по сравнению с другими, так как он широко используется и, в этом смысле, традиционен, наиболее точно
отражает сложившееся на протяжении последних 30 лет направление научных исследований и подчеркивает
важность физиолого-токсикологического аспекта проблемы влияния промышленных сточных вод на рыб.
Токсикология рыб является частью сравнительной и общей токсикологии, в связи с чем многие идеи и
методы этих дисциплин могут и должны найти применение при решении ряда важнейших задач токсикологии
рыб. В свою очередь, данные, характеризующие токсичность различных химических веществ для рыб,
представляют значительный интерес для общей и сравнительной токсикологии, особенно в плане изучения
механизма развития токсических процессов. Данные, полученные токсикологией рыб, имеют определенное
значение и для сравнительной патофизиологии, поскольку они проливают свет на содержание таких
патофизиологических феноменов, как чувствительность, устойчивость и привыкание организма к ядрам. Иными
словами, данные по токсичности различных химических соединений для рыб, полученные в опытных условиях,
имеют не только большое практическое значение, но и определенный теоретический интерес.
До недавнего времени существовало мнение, что решение проблемы влияния ядов промышленных
сточных вод предельно просто: нужно прекратить сброс промышленных сточных вод в естественные водоемы
или производить полную очистку сточных вод. Практика показала, что эти условия промышленность выполнить
не в состоянии и, по мере дальнейшего развития промышленности количество сточных вод, сбрасываемых в реки
и моря, чрезвычайно быстро растет. Поскольку полная очистка сточных вод от ядов практически невозможна, а в
ряде случаев и неоправдана, на первый план выступает вопрос: от каких веществ очищать сточные воды и до
какой степени, чтобы не оказать губительного действия на ихтиофауну данного водоема. Следовательно,
основным условием решения проблемы ликвидации загрязнений и центральной задачей токсикологии рыб
должно быть биологическое нормирование предельно допустимых концентраций вредных компонентов
промышленных сточных вод для рыб и кормовых организмов (если их устойчивость ниже устойчивости рыб).
Проблема влияния ядов промышленных сточных вод на рыб привлекла внимание еще в середине XIX в.
(Penny a. Adams, 1863; Грим, 1891; Арнольди, 1899; Хлопин, 1898 и др.), но она все еще не получила должного
теоретического и методического развития как у нас, так и за рубежом. И дело вовсе не в недостатке
экспериментальных данных, их очень много. Основная причина - отсутствие общепринятых принципов
проведения ихтиотоксикологического эксперимента: неправильная постановка опытов, игнорирование
неспецифических факторов абиотической и биотической природы, оказывающих влияние на оценку степени
токсичности различных компонентов промышленных сточных вод, разнообразные критерии токсичности,
неверная интерпретация данных опыта. В результате, использование этих данных для биологического
нормирования предельно допустимых концентраций ядов промышленных сточных вод практически исключено,
тем более, что во многих работах определение токсичности проводилось в краткосрочных опытах методом
«рыбной пробы». Фактически разработка биологических нормативов предельно допустимых концентраций ядов
промышленных сточных вод для рыбо-хозяйственных водоемов только начинается и можно указать лишь
десятки веществ, для которых установлены величины этих концентраций. Создавшееся положение в
значительной мере объясняется отсутствием должного внимания к этой проблеме со стороны биологов,
оторванностью токсикологии рыб от общей токсикологии и отсутствием научных основ биологического
нормирования предельно допустимых концентраций.
При проектировании очистных сооружений и определении необходимой степени очистки сточных вод
исходят из данных гигиенического нормирования, которыми и руководствуются при санитарной охране речных
водопроводов. Между тем разработанные и утвержденные санитарные нормативы предельно допустимых
концентраций вредных веществ в водоемах полностью игнорируют интересы рыбного хозяйства. В научном
отношении эти нормы нередко завышены даже для человека, хотя предельно допустимые концентрации многих
веществ для рыб значительно ниже, чем для человека и то, что для людей считается безвредным, для рыб может
оказаться губительным, особенно при хроническом воздействии. Так, например, предельно допустимые
4
концентрации меди и никеля в 10 раз меньше для рыб по сравнению с человеком, а цинка в 100 раз. Некоторые
инсектициды для рыб токсичнее, чем для человека в сотни и тысячи раз. Здесь мы касаемся еще одного
чрезвычайно важного аспекта влияния ядов промышленных сточных вод на рыб. По существу, рыбы наиболее
чувствительный тест-объект и могут быть использованы при оценке качества воды и санитарного состояния
водоема, ибо водоем, в котором происходит гибель рыбы вследствие отравления ядами промышленных сточных
вод, не может считаться нормальным в санитарно-гигиеническом плане.
В настоящее время санитарно-токсикологические исследования по гигиеническому нормированию
вредных веществ в водоемах проводят в основном на теплокровных лабораторных животных (крысы, морские
свинки, кролики, кошки). Между тем токсический эффект малых концентраций ядов в опытах на рыбах будет
выявлен значительно быстрее, чем на теплокровных. Если же в опытах на рыбах использовать современные
методы функциональной диагностики, то можно было бы в короткие сроки получить надежные данные
относительно степени токсичности исследуемого вещества и положить их в основу гигиенического
нормирования для водоемов.
5
Раздел I
НЕКОТОРЫЕ ОБЩИЕ ВОПРОСЫ ПРОБЛЕМЫ ВЛИЯНИЙ ЯДОВ ПРОМЫШЛЕННЫХ
СТОЧНЫХ ВОД НА РЫБ.
СРАВНИТЕЛЬНАЯ ТОКСИЧНОСТЬ РАЗЛИЧНЫХ ГРУПП ЯДОВ (НЕОРГАНИЧЕСКИЕ
СОЕДИНЕНИЯ)
В опытах на рыбах установлена токсичность сотен и тысяч химических соединений, число которых растет
по мере развития новых отраслей промышленности. Только перечень литературы, посвященный этому вопросу,
значительно бы превысил объем данной книги. Накопленные сведения относительно токсичности различных
классов химических соединений можно использовать при ориентировочной оценке вредности того или иного
соединения и планировании новых опытов, поставленных с учетом факторов, оказывающих неспецифическое
влияние на токсичность различных компонентов промышленных сточных вод.
Одной из наиболее распространенных групп ядов для рыб являются соли различных металлов. Они
высокотоксичны и долго сохраняются в водоемах. Эта группа загрязнителей встречается в промышленных стоках
от рудников и шахт, металлообрабатывающей, химической и добывающей промышленности (Ellis, 1937; W. Q. С,
1959). Большинство солей представляет собой простые неорганические соединения, токсическое действие
которых может быть обусловлено анионом, катионом или физико-химическим свойством соли.
Литература, посвященная описанию токсического действия различных металлов на рыб, довольно
обширна, подробный критический анализ ее был сделан П. Дудоровым и М. Катцем (Doudoroff a. Katz, 1953).
Поэтому мы рассмотрим лишь те работы, в которых дается сравнительная оценка токсичности различных
металлов. Следует иметь в виду, что вещество считается более токсичным, если его действие сказывается при
более низких концентрациях, чем другое, или вызывает гибель в более короткий срок.
Д. Джонс (Jones, 1935, 1938, 1939) проводил опыты на колюшке (Gasterosteus aculeatus) при температуре
14-18° С. Он определял токсичность 10-20 концентраций каждой соли (по 4-5 рыб на каждую) (табл. 1).
Таблица 1
Время выживания колюшки при различных концентрациях металлов ( по Jones 1938, 1939)
Металл
Соединение
Na
Ca
Sr
Mg
Ba
K
Mn
Co
Cr
Ni
Zn
Al
Au
Cd
Pb
Cu
Hg
Ag
NaNO3
Ca (NO3)2
Sr (NO3)2
Mg (NO3)2
Ba (NO3)2
KNO3
Mn (NO3)2
CO (NO3)2
Cr (SO4)2
Ni (NO3)2
ZnSO4
Al (NO3)2
AuCL4
Cd (NO3)2
Pb (NO3)2
Cu (NO3)2
HgCL2
AgNO3
Концентрация металла ( в мг/л) и время
выживания
1 день
3000
4500
10000
2000
3000
500
300
150
5,0
10,0
1,5
0,3
1,5
7,0
1,0
0,3
0,6
0,1
2 дня
1500
300
7000
1500
2500
200
150
50
2,0
3,0
0,9
0,2
1,4
3,0
0,7
0,1
0,45
0,02
4 дня
800
1500
3000
500
1000
100
100
20
1,4
1,5
0,7
0,13
1,0
0,7
0,3
0,06
0,2
0,01
1 неделя
600
1000
1500
350
500
70
50
15
1,3
1,0
0,4
0,1
0,6
0,3
0,2
0,02
0,02
0,004
Летальный
концентрационный
лимит
мг/л
г*атом/л
500
2,17 * 10-2
800
2,00 * 10-2
1200
1,37 * 10-2
300
1,23 * 10-2
400
2,90 * 10-3
50
1,27 * 10-3
40
7,28 * 10-4
10
1,68 * 10-4
1,2
1,30 * 10-5
0,8
1,34 * 10-5
0,3
4,60 * 10-6
0,07
2,60 * 10-6
0,4
2,00 * 10-6
0,2
1,78 * 10-6
0,1
4,80 * 10-7
0,015
2,36 * 10-7
0,008
4,00 * 10-8
0,003
2,80 * 10-8
С практической точки зрения выбор нитратов не очень удачен, поскольку они редко присутствуют в
высоких концентрациях в воде, однако полученные Д. Джонсом результаты достоверно отражают существующие
различия в токсичности металлов и, прежде всего, высокое ядовитое действие солей тяжелых металлов.
В опытах японского исследователя С. Ошима (Oshima, 1931) на угрях была выявлена сравнительная
токсичность сульфатов и хлоридов некоторых двухвалентных металлов при температуре 20-22° С. В качестве
6
критерия токсичности он использовал среднее время выживания (длительность опытов около 50 ч). Полученные
данные позволили автору сгруппировать катионы одинаковой токсичности и распределить их по мере ее
убывания:
Hg++ > [Си++, Zn++, Cd++] > [Sn++, A1+++, Ni++, Fe+++] > Fe++, Ba++, Mn++, [K+, Ca++, Mg++] > Na++
Анализ представленного ряда металлов показывает, что щелочные (калий, натрий) и щелочноземельные
металлы (магний, кальций) обладают примерно равной токсичностью, значительно уступающей токсичности
тяжелых металлов. Этот вывод может быть подкреплен данными многих авторов (Powers, 1917; Garrey, 1916;
Wiebe, 1934; Edmister a. Gray, 1948; Abegg, 1949, 1950). В. Гаррей (Garrey, 1916) изучал токсичность растворов
хлоридов Na, К, Са, и Mg для Notropis blennius. Опыты продолжались от нескольких часов до 7 недель. Автор
пришел к выводу, что токсичность калия выше, чем магния, а кальция выше, чем натрия. Изученные элементы
можно распределить в следующий ряд:
К > Mg > Са > Na.
В общих чертах этот вывод нашел подтверждение в обширном цикле исследований Е. Пауэрса (Powers,
1917, 1920, 1921), представившего данные по токсичности многочисленных солей металлов для золотой рыбки и
гольянов. Изучая сравнительную токсичность Ва, К, Li, Sr, Mg, Ca, Na, E. Пауэре отметил более высокую
токсичность ионов Ва в сравнении с другими металлами и прежде всего ионами Na. Нитраты Na, Ca, Mg, Sr
более токсичны, чем соответствующие хлориды.
В последующих работах А. Вибэ и др. (Wiebe a. al., 1934), Д. Едмистера и Д. Грея (Edmister a. Gray, 1948) и
др., выполненных на леще, сигах, судаке и окуне с хлоридами Са и Na, К и Mg получены данные, согласующиеся
с выводами В. Грея о степени токсичности щелочных и щелочноземельных металлов, и вновь подтверждена
относительно высокая токсичность калия в сравнении с другими ионами: Na и Са.
Изучение токсичности солей тяжелых металлов находится в центре внимания исследователей на
протяжении последних 50 лет (Leger, 1912; Powers, 1917; Carpenter, 1925, 1927, 1930; Behrens, 1928; Ebeling,
1928; Ellis, 1938; Schaut, 1939; Jones, 1935, 1938, 1939, 1947; Westfall, 1945; Podubsky, Streadronsky, 1949, 1952;
Shaw, Grushkin, 1957; Schweiger, 1961 и др.). Большинство авторов отвечают исключительно высокую
токсичность различных солей тяжелых металлов, особенно в пресной воде. К сожалению, во многих работах
приводятся концентрации металлов, вызывающие гибель рыб за короткий срок (1-3 ч), что значительно
обесценивает практическое значение этих работ. В большинстве работ описывается токсичность тяжелых
металлов в очень низких концентрациях.
Одними из наиболее токсичных являются соли кадмия. По свидетельству Е. Пауэрса (1917), концентрация
кадмия 0,001 мг/л убивала золотую рыбку в течение 8-18 ч. С. Ошима (1931) сообщил, что в растворе хлористого
кадмия 1,12 мг/л (Cd) при 21° С угорь жил 18,4 ч. Д. Джонс (1939) подтвердил данные своих предшественников и
описал токсическое действие кадмия на рыб при концентрации 0,3 мг/л.
Медь не менее вредна для рыб, чем кадмий, и существует обширная литература, посвященная описанию
токсичности солей меди для разных видов рыб. Е. Пауэре (1917) установил, что уже 0,009 мг/л Сu в состоянии
убить золотую рыбку за 3,5-7 ч, это же подтверждают и исследования Д. Джонса (1939). Согласно его данным
хлориды и нитраты меди очень токсичны при разведении в мягкой и дистиллированной воде (0,01-0,02 мг/л Сu).
В последующем сульфат меди стал широко использоваться как альгицид и для некоторых других целей,
что вновь привлекло внимание токсикологов к этому соединению. Концентрации сульфата меди между 0,1-0,8
мг/л (0,025-0,2 мг/л Си) оказались токсичны для различных видов рыб: радужной форели (Rushton, 1925), окуня,
карпа, золотой рыбки, сома, щуки (Kellerman, 1911). Концентрации сульфата меди от 1,0 до 4,0 мг/л (0,25-1,0 мг/л
Си) были летальными или остротоксичными для ручьевой (Belding, 1927) и радужной форели (Ebeling, 1928),
черного окуня (Kellerman, 1912), щуки (Ticomb, 1914), золотой рыбки (Ellis, 1937) и гольянов (Schaut, 1939).
Ртуть также высокотоксична для рыб. По данным Д. Джонса (1939), раствор хлорида ртути оказался
токсичным для колюшки даже при концентрации 0,01 мг/л Hg. В обстоятельном сообщении В. И. Успенской
(1946) описана токсичность различных солей ртути (HgCL2, HgS04 и HgN03) для водных организмов. Она
показала, что гольяны погибают при концентрации 0,01 мг/л Hlg после 80-90 дней экспозиции, а при
концентрации ртути в два раза выше - 0,02 мг/л - время гибели примерно в два раза короче (44 - 47 дней). М.
Эллис (1947) установил, что концентрация HgCL2 0,5-1,0 мг/л (0,37-0,74 мг/л Hg) приводила к гибели золотых
рыбок в течение 6 дней, в то время как в растворе хлористой ртути 0,1 мг/л (0,74 мг/л Hg) они жили 10 дней.
Токсичность свинца несколько ниже, чем ртути, меди и кадмия, однако она достаточно высока и
концентрации 0,1-0,4 мг/л РЬ явно вредны для гольянов, колюшки и форели (Carpenter, 1925, 1927). При
концентрации 3 мг/л Pb(N03)2 карпозубая рыба гибнет за 12 ч (Thomas, 1915), а при 10 мг/л форель гибнет за 2 ч
(Rushton, 1925).
Токсичность цинка оказалась близкой токсичности свинца. Так, например, молодые карпы погибали в
течение дня в растворе хлористого цинка с содержанием 0,5 мг/л Zn (Rushton, 1949). С. Ошима (1931) наблюдал
7
гибель угрей в среднем за 12 ч при концентрации 0,65 мг/л Zn, а растворы с концентрацией цинка 0,3-0,7 мг/л
оказывали явно токсическое действие (Jones, 1938; Oshima, 1931), Р. Аффлек (Affleck, 1952) обнаружил гибель
54% подопытной форели, (от 628 испытуемых рыб) в течение 28 дней при концентрации цинка в растворе 0,01
мг/л, а при 0,13 мг/л форель гибла за 24 ч.
Все эти данные показывают, что по степени вредности металлы представляют весьма разнородную группу.
Натрий, кальций, стронций и магний, видимо, наименее токсичны для рыб и могут быть объединены с группой
умеренно токсичных металлов (калий, литий, барий, марганец и кобальт).
Серебро, ртуть, медь, свинец, кадмий, алюминий, цинк, никель и трехвалентный хром высокотоксичны для
рыб. Сюда же можно отнести некоторые редкие металлы: золото, церий, платину и торий. Соли некоторых из
этой группы металлов и, прежде всего, меди, ртути и серебра, чрезвычайно токсичны для рыб, проявляя свое
действие даже при концентрации 0,02-0,004 мг/л. Цинк, кадмий, свинец и алюминий несколько менее токсичны и
оказывают повреждающее действие при концентрации металла 0,1-0,5 мг/л. Следует иметь в виду, что в мягкой
воде концентрации цинка 0,001 мг/л или кадмия 0,001 мг/л могут быть смертельны для некоторых видов рыб.
Степени токсичности шести- и трехвалентного хрома существенно различаются. В то время как
концентрация трехвалентного хрома меньше чем 2 мг/л в мягкой воде может вызвать быструю гибель рыб,
шестивалентный хром даже в концентрации 20 мг/л оказывается нередко безвредным.
Хотя некоторые авторы считают, что вредное действие железа может проявляться даже при концентрации
от 0,1 до 1,0 мг/л, однако убедительных доказательств не представлено..
Важно также иметь в виду, что различные соли одних и тех же металлов имеют разную токсичность. Так,
например, некоторые молярные концентрации сульфатов тяжелых металлов (медь, цинк) значительно токсичнее,
чем соответствующие нитриты (Jones, 1935).
Другой широко распространенной группой вредных для рыб веществ, приносящих огромный ущерб
рыбному хозяйству, являются минерально-кислотные загрязнения (SchaperCLaus, 1926, 1927: Ellis, 1937; Dyk,
1940; Westfall, 1945; Stiemke and Eckenfelder, 1947; Carpenter, 1927; Jones, 1939; Guelard, Duval, 1922; Strell, 1931;
King, 1943; Roberts a Jee, 1923; Steimann, Surbeck, 1922 и др.). Одно из наиболее обширных исследований в этом
плане принадлежит М. Эллису (1937). В опытах на золотых рыбках он определил токсичность 11 различных
кислот, обнаруживаемых в промышленных сточных водах. У сильных минеральных кислот (H2S04, НСl, HN03), в
которых анионы сравнительно безвредны, токсическое действие определяется концентрацией водородных ионов.
На основе полученных данных М. Эллис пришел к выводу, что любая кислота, концентрация которой дает
величину рН меньше 4,0, может оказаться токсичной (табл. 2). Почти все кислоты вызывали гибель подопытных
рыб за несколько часов, если величина рН была от 3,4 до 4,0 (или ниже).
Таблица 2
Токсичность кислот для золотой рыбки (по Ellis, 1937)
Кислота
Серная
Соляная
Азотная
Уксусная
Молочная
Щавелевая
Лимонная
Количество, мг/л
134
134
166
159
750
200
100
10
654
430
1000
200
894
625
Конечная величина рН
4,3
4,5
4,0
4,5
3,4
4,9
6,8
7,3
4,0
4,6
2,6
5,3
4,0
4,5
Период выживания
6,2-96 ч
Свыше 4 дней
4,5-6,5 ч
Свыше 4 дней
0,5-8 ч
Свыше 4 дней
2-4 дня
Свыше 4 дней
6-43 ч
Свыше 4 дней
0,4-0,5 ч
Свыше 4 дней
4-48 ч
Свыше 4 дней
Опыты с уксусной, бензойной, хромовой и таниновой кислотами показали, что в умеренно жесткой воде
они могут оказать токсическое действие, если величина рН выше 5,0. Так, например, уксусная кислота (348 мг/л)
при рН 5,5, бензойная кислота (200 мг/л) при рН 5,9, хромовая кислота (200 мг/л) при рН 6,4 и таниновая кислота
(100 мг/л) при рН 7,6 вызывали частичную или полную гибель золотых рыбок в течение 4 дней.
Иными словами, если рН выше 4,0, токсичность определяется специфическим действием испытуемой
кислоты. Так, молочная кислота не оказывала токсического действия в течение 4 дней при рН 4,6, в то время как
8
уксусная кислота была токсичной при рН 6,8.
Д. Бэлдинг (Belding, 1927) в опытах на ручьевой форели обнаружил, что токсичность сильных
минеральных кислот при химически эквивалентных количествах неодинакова. Летальные концентрации
различных кислот, вызывающие гибель рыбы за 24 ч были: 1,6 мг/л азотной, 6,25 мг/л серной и 10 мг/л соляной.
Эти данные не подтвер-хсдают мнение прежних авторов (Leger, 1912; CLark a. Adams, 1913), согласно которым
соляная кислота более токсична, чем азотная или серная в химически эквивалентных концентрациях.
Слабые органические кислоты (молочная, лимонная, винная и др.), подобно сильным минеральным
кислотам, оказывают токсическое действие при рН ниже 4,0. Их токсичность определяется скорее
недиссоциированными молекулами, чем водородными ионами. Слабые кислоты, такие, как углекислота, могут
оказать токсическое действие на рыб без существенного понижения величины рН (ниже 5,0). К этой группе
кислот относятся высокотоксичные сероводородная, синильная, уксусная, пропионовая кислоты, а также
малотоксичная борная кислота.
Высокая токсичность H2S и HCN, вероятно, определяется недиссоциированными молекулами, а также
анионами или солями этих кислот.
Токсическое действие растворенного сероводорода или сероводородной кислоты хорошо известно и
неоднократно описывалось (Schelford, 1917; Belding, 1927, 1929; Kreitmann, 1929; Stroede, 1933; Ellis, 1937;
Schaut, 1939; Van Horn a. al, 1950 и др.). Концентрация Нг8 от 1 до 6 мг/л оказывает губительное действие на
форель, гольянов, карпов и золотых рыбок (Belding, 1927, 1929). Бэлдинг отметил, что гибель ручьевой форели
наступала в течение 24 ч „при концентрации H2S 0,86 мг/л (0,81 мг/л S), а карпы и золотые рыбки погибали лишь
при концентрации 3,8-6,2 мг/л H2S. Токсичность сульфида натрия оказалась примерно равной сероводороду. М.
Додеро (Dodero, 1924, 1926) обнаружил, что минимальная летальная концентрация Na2S, вызывающая гибель
гольянов и радужной форели, - 2 мг/л (0,82 мг/л S). Несколько более токсичен сульфид аммония (NH4)2S,
вызывающий гибель рыб уже при концентрации 0,2 мг/л (Longwell, Pentelow, 1938). Это согласуется с ранним
наблюдением Л. Крейтмана (Kreitmann, 1929), согласно которому (NH4)2S менее токсичен, чем NH4HS, но
несколько более токсичен, чем H2S.
Совокупность имеющихся данных (табл. 3) позволяет считать, что сероводород может оказывать
токсическое действие на пресноводных рыб в концентрации ниже 1 мг/л.
Таблица 3
Концентрации сероводорода, вызывающие повреждение или гибель рыб
[ (по W. Q, С, 1952)
Концентрация, мг/л
0,86
1,0
1,0
3,3
3,8
4,3
4,9-5,3
5,0**
5,0
5-6
6,25
8-12
10**
10
25
100
Время экспозиции, ч
24
24
24
24
24
1
200
1
24
24
24
96
0,25
24
3
Вид рыбы
Форель
Гольяны
Форель
Карп
Рыба*
Золотая рыбка
Ушастый окунь
Золотая рыбка
Рыба*
Гольяны
Карп
Карп
Золотая рыбка
Форель
Золотая рыбка
Рыба*
* Вид не указан.
** В жесткой воде.
Токсичность растворенной двуокиси углерода или угольной кислоты для рыб описывалась неоднократно
(Winterstein, 1908; Reuss, 1909, 1910; Wells, 1913; Hall, 1925, Powers, 1929, 1938; King, 1943; Kelley, 1946 и др.).
Полученные данные весьма противоречивы, что в значительной мере объясняется неоднородностью видового
9
состава испытуемых рыб. Е. Сарбер (Surber, 1935), изучая влияние СО2 на развитие форели, пришел к выводу, что
концентрации 55-78,5 мг/л оказывают токсическое действие, а концентрация 43 мг/л была безвредной. Д. Гатселл
(Gutsell, 1929) сообщил, что концентрации 28-39 мг/л СО2 не оказывали токсического действия на форель.
Концентрации СО2 от 69 до 98 мг/л приводили к гибели некоторые виды гольянов за 30-150 ч (Wells, 1913). В.
Шелфорд и Е. Пауэре (Shelford a. Powers, 1915) отметили гибель молодых сельдей (CLupea harengus pallasi) в
течение 160 мин при концентрации 39 мг/л СО2. Концентрации 100-200 мг/л СО2 вызывали гибель многих видов
рыб за короткий промежуток времени.
Одним из наиболее токсичных компонентов сточных, вод химической промышленности, а также газовых и
гальванических предприятий является цианистый водород и растворимые цианиды (табл. 4). Опытами В.
Соусгейта, Ф. Пентелова и Р. Базинделя (Southgate, Pentelow, Bassiudale, 1933), А. Карстена (Karsten, 1934), М.
Эллиса (1937) и др. показано, что концентрации цианидов 0,5-0,2 мг/л могут оказать летальное действие на
некоторых пресноводных рыб.
Таблица 4
Токсичность цианидов для рыб (по W. Q. С, 1952)
Концентрация, мг/л
Время экспозиции
Вид рыб
Оказываемое действие
0,5
0,05-0,1
0,1
0,1-0,2
0,126
0,15
0,176
0,2
0,42
1,0
10,0
120 ч
Не указано
»
1-2 дня
170 мин
4,8-64 мин
Не указано
»
11 мин
20 мин
1,5 ч
Форель
Рыба1
»
Радужная форель
Форель
»
Ушастый окунь
Рыба1
Форель
»
Карп
Все погибли
МЛД*
МЛД
»
Опрокидывание
»
Токсическое
Быстрая смерть
Опрокидывание
Все погибли
Форель
1
Вид не указан.
* Минимальная летальная доза.
Таким образом, многие минеральные кислоты (серная, соляная, азотная) и некоторые умеренно слабые
органические кислоты (молочная, уксусная, виннокаменная) оказывают прямое токсическое действие на рыб при
рН ниже 5,0. При этом имеет место заметное различие в степени токсичности химически эквивалентных
концентраций сильных кислот.
Свободный хлор, окись углерода и озон, также высокотоксичны для рыб. Все эти газы оказывают
губительное действие на многие виды пресноводных рыб в концентрации ниже 1 мг/л, а некоторые из них
летальны даже в концентрации 0,1 мг/л. Особенно токсичен хлор и его различные производные (табл. 5). Даже
0,05-0,2 мг/л хлора является критическим для большинства малоустойчивых видов рыб.
Таблица 5
Токсичность хлора для рыб (по W. Q. С, 1952)
Концентрация, мг/л
0,11-0,13
0,15-0,2
0,2-0,3
0,25
0,3
0,3-1,0
Время экспозиции
Не указано
12-16 дней
Не указано
5ч
2ч
Не указано
Вид рыб
1
Рыба
Карп
Рыба1
»
Форель
Рыба1
Оказываемое действие
Вредное
25% смертности
Вредное Летальное
»
»
»
10
0,8
1,0
1,0
1,0
1,0
47 мин
1ч
4 дня
Не указано
»
2,4-4,0
»
Форель
Рыба1
Золотая рыбка
Форель и
золотая рыбка
Рыба1
1
»
»
»
»
»
30% смертности
Вид не указан.
Широко известно токсическое действие сильных щелочей, таких, как NaOH, КОН и Са(ОН)2 (Belding,
1927; Kreitmann, 1929; Dyk, 1943; King, 1943; Van Horn a. al., 1950). Практическая ценность некоторых ранних
работ невелика в силу краткосрочности опытов (несколько часов) или неконтролируемости условий опыта.
А. Холл (Hall, 1925) в опытах на личинках сига, а Е. Хопкинс (Hopkins, 1928) - на эмбрионах форели
выявили токсическое влияние слабой щелочности (рН около 8,0). X. Бандт (Bandt, 1935, 1936) описал гибель
плотвы, щуки, карпа и линя при величине рН 10,4-10,8. Форель оказалась менее устойчивой, гибель ее наступала
при величине рН 9,2. В противоположность этому, Г. Ейхер (Eicher, 1946) наблюдал гибель части подопытной
форели лишь при величине рН несколько выше 10,2.
Санборн (Sanborn, 1945) предпринял сравнительное изучение токсичности NaOH и Са(ОН)2 в опытах на
золотой рыбке (Carassius auratus), ушастом окуне (Lepomis macrochirus) и черном большеротом окуне
(Micropterus salmonides). Концентрации 50 мг/л NaOH и Са(ОН)2, обусловившие величину рН 10,4 и 10,5
(соответственно), не оказывали токсического действия на рыб в течение 7 дней. Увеличение рН до 11,1, при
добавлении 100 мг/л Са(ОН)2, приводило к гибели всех рыб за 2,5 ч. Золотые рыбки погибали в период от 3 до 20
ч .' при величине рН 10,9 (100 мг/л NaOH). Н. Санборн показал также, что токсичность высоких величин рН,
полученных путем гидролиза добавленного углекислого натрия, заметно выше, чем токсичность равной
величины рН, образованной едким натром. Так, ушастый окунь и черный большеротый окунь погибали в течение
11 ч при величине рН 10,6 (500 мг/л Na2C03) или за 108 ч при рН 10,1 (200 мг/л NaOH). Дополнительные
сведения по токсичности сильных щелочей даны в табл. 6.
Таблица 6
Токсичность щелочей для рыб (но W. Q. С, 1952) .
Концентрация, мг/л
25
70
71.5
90
96
100
100
28.6
50
56
56
140
Время экспозиции
NaOH
24 ч
5ч
4,5
2-10 мин
3-20 ч
КОН
24 ч
24 ч
24 ч
4,5 ч
24 ч
Вид рыб
Ручьевая форель
Рыба1
Карп
Рыба1
Карп
Гольяны
Золотая рыбка, окунь
Гольяны
Форель
Ушастый окунь
»
Золотая рыбка
Примечание. Во всех случаях рыба гибла.
1
Вид не указан.
Токсическое действие сильных щелочей, представляющих собой важную группу индустриальных
загрязнений, проявляется, как правило, при величине рН выше. 10,0, но в отдельных случаях и при более низких
показателях рН.
В противоположность данным опытов с сильными кислотами, токсичность различных щелочей при
равной величине рН примерно одинакова. По мнению большинства авторов, ведущую роль в определении
11
токсичности щелочей играют гидроксильные ионы.
Многочисленные исследования посвящены характеристике токсического действия на рыб аммиака и его
соединений (Scheiford, 1917; Rushton, 1920; Steimann a. Surbeck, 1922; Kjeitmann, 1929; McKay a. Vars, 1929;
Schaut, 1939; Строганов и Пожитков, 1941 и др.). Столь большой интерес объясняется не только широким
распространением этой группы ядов, встречающихся в сточных водах химической, аммиачно-содовой и газовой
промышленности, но и их высокой токсичностью для рыб. Согласно имеющимся данным минимальные
летальные концентрации находятся между 2-7 мг/л (по NH3) и несколько ниже (табл. 7).
Таблица 7
Токсичность аммиака и гидроокиси аммония для рыб
(по W. Q. С, 1952)
Концентрация, мг/л
Время экспози ции
NH3
Не указано
»
1-4 дня
Не указано
1ч
1ч
NH3OH
24 ч
Не указано
24 ч
0,3-10
2,0
2,0-2,5
6,3
7,8
17,1
6,25
10,0
13,0
1
Вид рыб
Рыба1
»
Золотая рыбка
Форель
Ушастый окунь
Гольян
Ручьевая форель
Карп, форель
Карп
Вид не указан.
Существуют расхождения между данными отдельных авторов по токсичности аммонийных соединений
(CLark, 1913; Wells, 1915; Powers, 1917; Scheiford, 1917; .McKay a. Vars, 1950 и др.). Многие считают, что
концентрации NH4C1, (NH4)2SO4 и NH4N03 между 0,001N и 0,05N могут быть приняты в качестве предельно
допустимых для различных видов рыб.
Токсичность различных соединений аммиака неравноценна. С. Маккей и X. Варе (McKay a. Vars, 1950) в
опытах на сомике показали, что при приблизительно равной концентрации аммония углекислый аммоний менее
токсичен, чем гидроокись аммония, но более токсичен, чем ацетат и особенно сульфат и хлорид аммония.
Последнее хорошо согласуется с ранними наблюдениями М. Эллиса (1937) и Д. Гриндлея (Grindley, 1946), в
которых было отмечено, что сульфат и хлорид аммония примерно равны по токсичности.
Н. С. Строганов и А. Т. Пожитков (1941) на основе опытов с различными видами рыб пришли к выводу,
что концентрация аммиака в воде не должна превышать 0,9 мг/л по азоту. Сходные результаты были получены и в
опытах швейцарских исследователей К. Вурмана и X. Вокера (Wuhrmann a. Woker, 1948). Минимальная
концентрация свободного аммиака, способная вызвать острое отравление при температуре 14° С и содержании
кислорода 9-10 мг/л, оказалась равной 1,0-1,2 мг/л NH3 для взрослого голавля и 0,3- 0,4 мг/л NH3 для радужной
форели.
Таким образом, растворы аммиака, гидроокиси аммония, а также аммонийных солей - высокотоксичная
для рыб группа загрязнений внутренних водоемов. Токсичность этих соединений, по-видимому, определяется
преимущественно недиссоциированной гидроокисью аммония (NH3-H2O). Концентрации неионизированного
свободного аммиака или аммонийного основания от 1,2 до 3,0 мг/л NH3 оказывают остротоксическое действие на
малоустойчивые виды рыб. Согласно другим данным концентрации от 2 до 7 мг/л NH3 приводят к гибели
большинство пресноводных видов рыб.
Особую опасность для рыб и других гидробионтов представляют радиоактивные загрязнения внутренних
водоемов, морей и океанов. Бурное развитие промышленности, связанной с добычей, переработкой и
использованием радиоактивных веществ, привело к значительному нарастанию радиоактивного загрязнения
поверхностных вод, особенно в районах слива промышленных радиоактивных отходов или испытания ядерного
оружия. Стремительный рост исследований, направленных на выявление способностей гидробионтов
накапливать радиоактивные вещества и особенностей биологического действия аккумулированных
радионуклидов (радиоизотопов) на гидробионтов, привел к необходимости выделения специальной ветви
радиобиологической науки-морской (Поликарпов, 1964) и пресноводной (Агре, Телитченко, 1965)
радиоэкологии.
Один из основных вопросов радиоэкологии - биологическое нормирование предельно допустимых
12
концентраций радионуклидов в различных рыбохозяйственных водоемах - остается нерешенным и исследования
в этом направлении только начинаются. Первые сведения, полученные по этому вопросу, показывают, что
радиорезистентность рыб значительно ниже, чем других гидробионтов. Например, повреждающее действие
стронций-90 - иттрий-90 на икру некоторых видов морских рыб оказывает уже при концентрации Ю -12 - 10~10
кюри/л, т. е. устойчивость рыб на ранних этапах онтогенеза несколько ниже, чем теплокровных животных
(Поликарпов и Иванов, 1961; Поликарпов, 1964).
СРАВНИТЕЛЬНАЯ ТОКСИЧНОСТЬ РАЗЛИЧНЫХ ГРУПП ЯДОВ
(ОРГАНИЧЕСКИЕ СОЕДИНЕНИЯ)
Фенольные сточные воды, содержащие фенол, крезолы, ксиленолы, нафтолы, катехол, гидрохинон,
резорцин, флороглюцин и некоторые другие соединения, - наиболее распространенная группа ядов органической
природы. Эти вещества привлекают к себе внимание не только высокой токсической активностью некоторых
гомологов фенольного ряда, но и их влиянием на запах и вкусовые качества рыбы (Лукьяненко, 1966).
Существует огромная литература, посвященная решению проблемы токсического действия фенолов на рыб. Мы
рассмотрим лишь связь химического строения и токсической активности различных фенолов.
Токсичность различных фенолов для рыб изучена далеко не равноценно. Большая часть литературных
данных посвящена исследованию ядовитого влияния на рыб собственно фенола. Из других гомологов
фенольного ряда чаще всего изучались крезолы (Shelford, 1917; Gutsell, 1921; Демьяненко, 1931; Southgate, 1932;
Eldridge, 1936; Hubalt, 1936; Ellis, 1937; Schaut, 1939; Ebeling, 1939; Cole, 1941; Ruchoft u. Ettinger, 1947; Веселов,
1957). Концентрации крезола, вызывающие острое отравление рыб, колеблются в пределах от 4,0 до 90 мг/л.
Большинство авторов считают, что токсичность фенола и крезола для рыб примерно равна, хотя это мнение и не
единодушно. Так, В. Шелфорд (1917) считает, что ортокрезол более токсичен, чем фенол, а пара- и метакрезол
менее токсичны. По данным В. Н. Демьяненко (1931), смертельная концентрация крезола для уклеек и пескарей
составляла 16 мг/л, а фенола для тех же рыб - 20 мг/л. Сходные концентрации указаны Е. Элдриджем (1934): 2025 мг/л для фенола и 15-20 мг/л для крезола. Г. Эбелинг (1939) считает, что смертельные концентрации фенола и
крезола лежат в пределах 10-15 мг/л, а концентрация крезола 0,5 мг/л не оказывает заметного влияния на рыб.
Встречаются, однако, указания, что крезол значительно токсичнее фенола. Исходя из данных, полученных
в опытах на карасях, Е. А. Веселов (1957) приходит к выводу, что крезол в среднем в три раза токсичнее фенола и
летальная концентрация крезола равна 25 мг/л. В. Альбесмейер (Albesmeyer, 1957), в противоположность Е. А.
Веселову, считает, что при сопоставлении токсичности фенола, крезола и ксиленола наиболее ядовит фенол. Это
утверждение противоречит большинству литературных данных.
Неравноценна и токсичность различных изомеров крезола. В. Герсдорф (Gersdorff, 1937), В. Букштейг и
др. (Bucksteeg, Thile, Stoltzel, 1955) отмечают слабую токсичность метаизомера. Параизо-мер, по мнению
Герсдорфа, наиболее токсичен, а Букштейг с соавторами приходят к выводу, что наиболее токсичен ортокрезол, а
токсичность паракрезола такая же, как и метакрезола, причем более высокие концентрации менее ядовиты.
Из других одногидроксильных фенолов высокотоксичен ксиленол, имеющий шесть изомеров. По ранним
наблюдениям Е. Хубалта (1936), концентрация 70 мг/л 1, 3, 5-ксиленола вызывала гибель плотвы за 4,5 ч при
температуре 9° С, а 1, 4, 5-ксиленол оказался в два раза токсичнее и вызывал смерть плотвы за то же время при
концентрации 35 мг/л. Для форели граница токсической концентрации равна 7-9 мг/л (Southgate, 1948). Кроме
метаксиленола, все остальные его изомеры превосходят по токсичности как фенол, так и крезолы (Bucksteeg,
1955). По данным этих авторов, граница токсичности, установленная в опытах на окунях, равна для ортоксиленола 4 мг/л, для мета- и параксиленола И мг/л (под границей токсичности они имеют в виду максимальную
концентрацию вещества, не оказывающую видимого токсического действия на протяжении 3-4 ч). Можно
думать, что при увеличении продолжительности испытания эти концентрации сместятся еще ниже.
X. Бандт (Bandt, 1958) провел сравнительное изучение токсичности четырех изомеров ксиленола на леще,
плотве, карпе и окуне.
Пороговая величина токсического влияния 1, 3, 4-ксиленола для леща и плотвы равна 8 мг/л, для карпа- 10
мг/л; 1, 3, 5-ксиленола для окуня -15 мг/л, плотвы-18 мг/л, леща - 20 мг/л; 1,2,4-ксиле-нола для леща - 5 мг/л,
плотвы - 5 мг/л, карпа- 10 мг/л; 1,2,5-кси-ленола для леща и плотвы - 5 мг/л, для карпа- 10 мг/л. Сопоставляя эти
данные, видно, что наименее токсичен 1,3,5-ксиленол и это совпадает с данными Е. Хубалта (1936),
полученными в опытах на плотве. Под пороговой величиной токсического влияния X. Бандт понимает нижние
концентрации, которые на протяжении 3-4 дней наблюдений вызывают токсический эффект, содержание которого
автор не оговаривает. Не указывает он также и условия проведения опытов.
По данным X. Бандта, весьма токсичными оказались и два других представителя одногидроксильных
фенолов: альфа- и бэта-наф-толы. Токсичная концентрация бэта-нафтола для плотвы, леща и карпа - 2 мг/л, а
альфа-нафтола для этих рыб - 2, 3 и 4 мг/л.
Наиболее ядовит из группы двухгидроксильных фенолов гидрохинон. По мнению некоторых авторов
(Sollman, 1948), для золотых рыбок он в 100 раз токсичнее, чем фенол, а при введении внутрь - только в 2 раза.
13
Мы также отметили в опытах на личинках леща и синца чрезвычайно высокую токсичность гидрохинона в
сравнении с фенолом (почти в 100 раз) (Сорокин и Лукьяненко, 1966). В работе X. Хертля (1934) показано, что
концентрация хинона 5-10 мг/л . смертельна для окуней и карасей.
В. Букштейг и др. (1955) на основании опытов с окунями и гольянами пришли к выводу, что высшие
фенолы и, в частности, гидрохинон, менее ядовиты, чем ксиленолы. Это заключение не нашло подтверждения в
опытах X. Бандта (1955, 1958). Согласно Банд-ту пороговая концентрация гидрохинона, повреждающая рыб в
течение 3-4 дней, была равна для карпов, окуней и колюшки 0,2 мг/л (опыты проводились при температуре 16° С,
рН 7,6 и карбонатной жесткости 5,6° Нем.).
X. Бандт (1958) считает, что пороговая токсическая концентрация парахинона (окисленный гидрохинон)
для плотвы равна 0,1 мг/л, для леща - 0,2 мг/л, для карпа - 1,0 мг/л и для линя - 1,0 мг/л.
О других двухгидроксильных фенолах (катехол, резорцин, пирокатехин) имеются только отрывочные и
единичные сообщения. Так, Т. Сольман (1948) упоминает о токсичности 4-бутилкатехола, который, по его
данным, токсичнее фенола. X. Бандт (1958) установил, что токсическое действие резорцина у плотвы и карпа
проявляется только при концентрации 35 мг/л. В работе X. Хертля (1934) сообщалось, что концентрация
пирокатехина 5-10 мг/л вызывает смерть окуней, в то время как высокоустойчивые караси и карпы переносят эту
концентрацию. По В. Букштейгу и др. (1955), граница токсичности пирокатехина для окуней лежит в пределах 12
мг/л. X. Бандт (1958) уточнил данные X. Хертля по токсичности пирокатехина для некоторых карповых и
показал, что порог токсичности для плотвы равен 10 мг/л, а для карпов 15 мг/л.
Наименее токсичны в ряду фенолов трехгидроксильные фенолы: пирогаллол и флороглюцин. По данным
В. Букштейга и др. (1955), концентрация 20 мг/л не приводила к развитию острого отравления гольянов на
протяжении 3-4 ч наблюдений. Токсическое действие 30 мг/л пирогаллола проявлялось почти в 5 раз быстрее,
чем такая же концентрация фенола. Примерно сходные результаты опытов были зафиксированы X. Бандтом
(1958). По его данным, концентрация пирогаллола 20 мг/л является величиной пороговой токсичности для
плотвы. Для карпа эта концентрация равна 50 мг/л. Флороглюцин вообще мало ядовит и его токсическое
действие проявляется только при концентрации 600 мг/л.
Все приведенные данные следует рассматривать как ориентировочные, так как не только условия
проведения опытов (температура, жесткость, величина рН, содержание кислорода) чрезвычайно разнообразны,
но и видовой состав испытуемых рыб. Особую ценность имеют данные X. Бандта (1955, 1958) по сравнительной
токсичности различных фенолов в стабильных условиях одной лаборатории, с учетом видового постоянства
испытуемых рыб. Он пришел к выводу, что ядовитое действие ксиленола, за исключением 1,3,5-ксиленола, выше
других одногидроксильных фенолов. Из ряда двухгидроксиль-ных фенолов пирокатехин и резорцин менее
ядовиты, благодаря чему высокая токсичность гидрохинона особенно наглядна. Трехгидрок-сильные фенолы
наименее ядовиты. На основе изложенных данных токсичность различных фенолов можно представить в
следующем виде:
ксиленол > гидрохинон > крезол > фенол > пирокатехин > резорцин > пирогаллол > флороглюцин.
Полученный ряд токсичности фенолов показывает, что наиболее токсичны одногидроксильные фенолы и
наименее - трехгидроксиль-ные. Исключение составляет двухгидроксильный фенолгидрохинон, токсичность
которого не уступает наиболее ядовитым одногидрок-сильным фенолам (ксиленолы).
Важные дополнительные сведения по связи химического строения со степенью токсичности вещества
были обнаружены при изучении производных фенола и крезола, полученных путем взаимодействия с
различными токсическими группами (сера, метильная группа, нитрогруппа, галлоиды), ведущими к изменениям
в радикале (R). Исходя из предварительных данных А. Кола (Cole, 1935) о токсичности метилмеркаптана для
некоторых видов окуней, В. Герсдорфф (1936, 1938) изучал изменения токсичности фенола и крезола при
замещении в их молекулах кислорода серой. Опыты показали, что такое изменение молекулы фенола приводит к
увеличению токсичности для золотой рыбки полученного тиофенола (СНзС 6Н4SН) сравнительно с фенолом.
Замещение кислорода серой в молекуле крезола приводит также к четырехкратному увеличению токсичности.
Токсическое действие толилмеркаптана (тиокрезол) оказалось примерно равным фенилмеркаптану (тиофенол),
но существенно отличалось от соответствующих крезолов. Однако токсичность различных изомеров
толилмеркаптана неодинакова: наиболее ядовитым для золотых рыбок был паратолилмеркаптан (в 8,5 раз
токсичнее фенола); орто-и метатолилмеркаптан в 5 и 4 раза токсичнее фенола (соответственно). В работе 1939 г.
В. Герсдорф показал, что введение группы NO2 также меняет токсичность фенола, но характер этого влияния
менее выражен, чем в опытах с замещением серой. Количественная характеристика токсичности всех трех
изомеров мононитро-фенолов (NO2С6Н4ОН), полученная в опытах на золотой рыбке, выглядит следующим
образом. Ортонитрофенол обладает самой низкой токсичностью среди нитрофенолов и несколько менее
токсичен, чем фенол. Метанитрофенол в 2 раза, а паранитрофенол в 5 раз токсичнее ортосоединения.
Метанитрофенол обладает примерно равной токсичностью с фенолом (по среднему времени выживания) и
только паранитрофенол примерно в четыре раза токсичнее фенола, причем в области низких концентраций (20
мг/л) он токсичнее, чем в области высоких концентраций (100 мг/л и более).
14
По данным М. Ламеринга и Н. Бурбанка (Lamering a. Burbank, 1960), полученным в опытах на ушастых
окунях, оказалось, что нитрофенол (изомер не указан) примерно в 2-3 раза менее токсичен, чем фенол:
концентрации фенола, убивающие 50% испытуемых рыб за 24 и 48 ч, были равны соответственно 22,7 и 22,2
мг/л, а соответствующие концентрации нитрофенола равны 66,9 и 51,6 мг/л.
Увеличение количества нитрогрупп до 2 и 3 в молекуле фенола приводит к значительному снижению
токсичности не только по сравнению с мононитрофенолами, но и собственно фенолом. По данным Д. Гриндлея
(Grindley, 1946), концентрация, ниже которой нейтральный раствор динитрофенола [(N02)2C6H3OH] не токсичен
для гольянов, лежит около 30 мг/л. 2,4,6-тринитрофенол [(N02)2C6H3OH], известный как пикриновая кислота,
также не вызывает гибели гольянов и при концентрации 30 мг/л. Однако при более высокой концентрации
динитрофенол более токсичен, чем тринитрофенол. Так, например, концентрация динитрофенола 200 мг/л
вызывает опрокидывание гольянов за 22 мин, а такая же концентрация тринитрофенола - за 26 ч, т. е.
тринитрофенол в 75 раз менее токсичен.
Таким образом, токсичность тринитрофенолов убывает по мере увеличения числа нитрогрупп:
мононитрофенолы - динитрофенолы - тринитрофенолы.
В литературе встречается упоминание об изменении токсичности фенола при введении в его молекулу
метильной и этильной групп. X. Бандт (1958), например, пишет о чрезвычайно высокой токсичности
метаметилэтилфенола на основе опытов с окунями и плотвой. Токсический эффект этого соединения проявляется
уже при 4,0 мг/л, т. е. он в два раза токсичнее 1,2,5-ксиленола.
Особый интерес с точки зрения зависимости между строением и токсичностью представляют
исследования, посвященные токсичности галогенированных фенолов (RX). Основные работы в этом плане
выполнены В. Герсдорфом и Л. Смитом (Gersdorff a. Smith, 1940а). Установлено, что хлор, бром и иод, введенные
различными способами в фенольную молекулу, образуют соединения с токсичностью отличной от фенола.
Многочисленные опыты с различными галогени-рованными фенолами показали следующий порядок
токсичности галоидов при постоянном R:
I > Вг > С1.
Из этого следует, что наиболее токсичны иодфенолы. Относительная токсичность иодфенолов по
сравнению с фенолами следующая: метаизомер 1,61, ортоизомер 2,01, параизомер - 7,78. Большая токсичность
иодофенола по сравнению с фенолом проявляется как в понижении порога токсичности, так и в увеличении
скорости гибели при повышении концентрации. Среди самих иодфенолов наименее токсичен метаизомер, а
наиболее токсичен параизомер (в 5 раз токсичнее метаизомера). Промежуточное положение занимает ортосоединение, токсичность которого в 1,4 раза превышает таковую метаизомера.
Все три изомера иодфенола токсичнее соответствующих изомеров бром- и хлорфенолов. Увеличение
токсичности иодфенола по сравнению с фенолом обусловлено как временем, так и концентрацией, а иодфенола
по сравнению с хлор- и бромфенолами - только понижением пороговой концентрации вещества, т. е. скорость
гибели в растворах галоидопроизводных примерно одинакова.
При количественном сравнении токсичности всех девяти галоге-нированных фенолов с токсичностью
фенола, которая принимается равной единице, токсичность ортохлорфенола составляет 1,15, орто-бромфенола 1,25, метабромфенола - 1,53, метаиодфенола - 1,61, парабром- и парахлорфенола - 1,87, ортоиодфенола - 2,01 и
пара-иодфенола - 7,78.
На оснований многочисленных данных по токсичности органических галоидопроизводных для таких
организмов, как грибы, бактерии, насекомые, нематоды, было также установлено, что порядок токсичности
галоидов при постоянном R был I-Вг-С1, т. е. такой же, как и в опытах на рыбах.
Существует широко распространенное мнение, что токсическое действие вещества на организм может
осуществляться двумя путями. Один из них - обратимое угнетение (физический механизм действия), другой
проявляется в одном из многих химических механизмов - в необратимости угнетения. Альберт (1953) в
монографии «Избирательная токсичность» писал: «Не так давно было много споров о том, является ли действие
избирательно токсичных агентов по своему характеру физическим или химическим. Под «химическими
свойствами» участники дискуссии понимали образование ионных или ковалентных связей. В настоящее время
эти рассуждения представляются поверхностными. На современном уровне наших знаний уже нельзя
противопоставлять комплекс «физических» свойств комплексу «химических», скорее следует говорить о разных
аспектах одного и того же комплекса свойств... Теперь никто уже не сможет свести смысл термина «химическая
реакция» лишь к образованию или разрыву ионных и ковалентных связей. Наоборот, в течение двух последних
десятилетий стало ясно, что водородные мостики, иондипольные и вандерваальсовы связи играют важную роль в
химических реакциях и нередко обладают энергией одинакового порядка» (с. 112).
Существуют различные группы веществ, вызывающие сходный токсикологический эффект, между
которыми, однако, невозможно установить общие черты в химическом строении. На основе этого Фергюсон
15
(Ferguson, 1939) предложил назвать их структурно-неспецифическими. Термин этот, по мнению Н. В. Лазарева
(1961), малоудачен, так как и физико-химические свойства веществ обусловлены его химической структурой. В
связи с тем, что все такие вещества представляют собой неэлектролиты, Н. В. Лазарев (1944) предложил термин
неэлектролитное действие, понимая под ним «все эффекты, которые постоянно или частично определяются
некоторыми физико-химическими свойствами неэлектролитов, такими, как наркотическое действие,
раздражающее действие на рецепторы, гемолитическое действие. Взаимодействия между молекулами
неэлектролита и клетками осуществляются прежде всего за счет вандерваальсовых сил» (Лазарев, 1961, с. 19).
Такой подход позволяет увязать силу неэлектролитного действия с некоторыми физико-химическими
свойствами веществ, такими, как растворимость в воде, кумуляция в липоидах, адсорбируемость на угле,
поверхностная активность, сорбция белковыми субстратами и т. д.
Природа токсического действия галоидопроизводных ядов фенольного ряда, по-видимому, связана с
угнетением
важных
ферментативных
систем
в
организме,
обусловленном
взаимодействием
реакционноспособного галоидопроизводного с некоторыми нуклеофильными центрами ферментов:
сульфгидрильной и гидроксиль-ными группами, аминогруппой и т. д. Не исключено, что некоторые белки и
пептиды, имеющие важное физиологическое значение, участвуют в химической реакции с органическими
галоидопроиз-водными и теряют вследствие этого свои функции.
В обоих случаях этот процесс может быть выражен (Мойе, 1962) следующим образом:
Следовательно, степень токсичности органических галоидопроизводных может быть неодинаковой для
различных организмов, поскольку в них разные по количеству и характеру системы ферментов, биологически
активных белков и пептидов, имеющих нуклеофильные центры и, прежде всего, SH-группы. Решающее значение
в определении токсичности реагента RX принадлежит характеру остатка X, т. е. галоиду, который функционирует
как носитель свойств молекулы, обеспечивающий ее проникновение в организм. Данные опытов, полученные
при испытании токсичности галогенированных фенолов на рыбах, в известной мере подтверждают эту точку
зрения. Факт изменения токсичности параллельно легкости замещения галоидов свидетельствует о том, что
галогени-рованные фенолы угнетают ферментативные соединения по тому же принципу, который приведен в
описанном уравнении. Однако, какой из конкретных нуклеофильных центров страдает при этом: тиольная,
амино- или гидроксильная группа - пока неизвестно.
Помимо фенолов, многие другие органические соединения оказывают выраженное токсическое влияние
на рыб. Среди них особое место занимают инсектициды, гербициды и пестициды, широкое использование
которых в сельском хозяйстве и других областях выдвинуло перед токсикологами рыб новые задачи. К
настоящему времени в борьбе с насекомыми используется более ста органических соединений и их число
постоянно растет. В основном, это две резко очерченных группы веществ: хлорированные углеводороды и
органические фосфаты, чаще именуемые как хлор-и фосфорорганические инсектициды.
Характерные особенности хлорорганических инсектицидов - их высокая стабильность, длительность
сохранения и чрезвычайно высокая токсичность для рыб.
По данным, полученным многими авторами (Ginsburg, 1945; Lawrence 1950; Surber, 1948, 1951; Tarzwell,
1947, 1948, 195C; Doudo-roff, Katz, Tarzwell, 1953; Mayhew, 1955; Henderson a. Pickering, 1957; Mann, 1958;
Alderdice, Wortington, 1959; Gruber, 1959; Dutt a. Bhattacharjee, 1960; Ludemann, Neumann 1961, 1962; Katz, 1961;
Webb, 1963), токсичность органических инсектицидов во многих случаях превосходит токсичность наиболее
ядовитых соединений неорганической природы. Так, в опытах П. Дудорова, М. Катца и Тарзвела (1953)
концентрация токсафена 0,025 мг/л и элдрина 0,8 мг/л вызывала гибель золотой рыбки в течение 10 дней.
Индийские исследователи Н. Дутт и С. Бхатарджи (1960), сопоставляя токсичность препаратов эндрина,
диэлдрина, ДДТ и паратиона на сеголетках Labeo rohita, обнаружили, что концентрации эндрина 0,0087 и 0,0017
мг/л приводили к гибели 50% испытуемых рыб. Еще более низкие летальные концентрации приводит Вебб
(1963): 0,0013 мг/л для элдрина и 0,0055 мг/л для токсафена.
С. Хендерсон и К. Пиккеринг (1957), М. Катц (1961), Д. Людеман и X. Нейманн (1961, 1962) на основе
сравнительного изучения хлор- и фосфорорганических инсектицидов приходят к выводу о более высокой
токсичности первых. В этих опытах определяли токсичность ДДТ, линдана, токсафена, хлордана, гептахлора,
альдрина, диэльдрина, эндрина, тиодана, паратиона, хлортиона, малатиона, систокса, метасистокса, диптерекса,
метоксихлора, гу-тиона, корала и севина. В качестве подопытных рыб использовали карпов, трехиглую колюшку,
щуку, сеголетков кижуча, чавычи и радужной форели.
Д. Людеманн и X. Нейманн (1961) обнаружили, что смертельная концентрация эндрина для форели равна
0,008 мг/л, а для щуки 0,001 мг/л. Несколько менее токсичным оказался тиодан (соответственно 0,01 и 0,005
мг/л). Гибель щуки под влиянием ДДТ наступала при концентрации 0,05 мг/л, форели - 0,2 мг/л. Фосфорорганические соединения оказались значительно менее токсичны, чем хлорорганические. Систокс, например,
оказывал смертельное действие на форель и щуку в концентрации 4,0 мг/л, метаси- стоке - на форель в
16
концентрации 7,5, а на щуку 4,0 мг/л, пара-тион - 3,0 мг/л и диптерекс-1,0 мг/л. С. Хендерсон и К. Пиккеринг
(1958) на основе опытов с 10 препаратами также считают, что фосфорорганические соединения менее токсичны,
чем хлорорганические.
М. Катц (1961) показал, что инсектициды корал и севин менее токсичны, чем эндрин (более чем в тысячу
раз), и предлагает в качестве одного из путей снижения ущерба, наносимого рыбному хозяйству, заменять
инсектициды высоко токсичные для рыб, применяемые вблизи водоемов, коралом и сезином. Дополнительные
сведения о токсичности инсектицидов даны в табл. 8.
Таблица 8
Летальные концентрации инсектицидов
(по Jones, 1964)
Инсектицид
Подопытная рыба
Концентрация мг/л
Время экспозиции, ч
Альдрин
»
»
»
ВНС
»
»
Хлордан
»
»
»
»
Хлоротион
Корал
ДДД
ДДТ
»
»
»
»
»
»
»
»
»
Диэльдрин
»
»
»
»
»
Дилан
Диптерекс
Дисистон
Ендрин
»
»
»
»
EPN
Гутион
»
Гептахлор
Ушастый окунь
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
Ушастый окунь
Серебряный карась
Гуппи
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
Черноголовая пимефалес
Ушастый окунь
Североамериканский сом
Ушастый окунь
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
»»
Лосось
»
Голец
Ушастый окунь
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Ушастый окунь
»»
Кижуч
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Черноголовая пимефалес
Ушастый окунь
Черноголовая пимефалес
Ушастый окунь
0,013
0,028
0,033
0,05
0,79
2,3
2,17
0,5
0,052
0,082
0,19
0,5
3,2
0,18
2,6
0,016
1,0
0,032
0,027
0,043
0,5
0,032
0,08
0,072
0,032
0,0079
2,5
0,016
0,037
0,022
0,05
0,5
180,0
0,064
0,0006
0,0005
0,001
0,0019
0,0015
0,2
0,0052
0,093
0,019
96
96
96
24
96
96
56
96
96
96
96
24
96
96
96
96
96
96
96
96
24
36
36
?
36
96
96
96
96
96
24
96
96
96
96
96
91
96
96
96
96
96
96
17
»
Гептахлор
»
»
»
Линдан
»
»
»
Малатион
»
Метаксихлор
»
»
»
»
ОМРА
Параоксон
Паратион
Севин
»
Систокс
ТЕРР
»
Токсафен
»
»
»
»
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
Ушастый окунь
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Ушастый окунь
Черноголовая пимефалес
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
Черноголовая пимефалес
»»
»»
Ушастый окунь
Черноголовая пимефалес
»»
Североамериканский сом
Черноголовая пимефалес
Ушастый окунь
Карп- 0,1
Серебряный карась
Гуппи
Радужная форель
0,175
0,094
0,23
0,107
0,25
0,077
0,062
0,152
0,138
13,05
12,5
0,062
0,064
0,056
0,12
0,05
121,0
0,33
1,4-2,7
5,5
12,0
3,6
1,6
1,7
0,0035
0,0056
0,043
0,05
96
96
96
96
24
96
96
96
96
96
96
96
96
96
96
24
96
96
96
96
96
96
96
96
96
?
96
96
24
Следует подчеркнуть, что рыбы значительно менее устойчивы к инсектицидам, чем млекопитающие.
Токсические концентрации для крыс элдрина, например, лежат в области 4-45 мг/л, а токсафена - 40 мг/л, т. е. в
несколько тысяч раз выше, чем для рыб. Многие инсектициды стали использовать в качестве ихтиоцидов для
борьбы с нежелательными видами рыб в определенном водоеме (Stringer а. МсМупп, 1958; Prevost, 1960; Bonn,
1961; Cohen, Pickering a. al. 1961; Бурмакин и др., 1963).
Многие гербициды, альгициды и фунгициды также оказывают высокое токсическое действие на рыб и
наносят значительный ущерб рыбному хозяйству. По данным американского отдела водного снабжения и
контроля загрязнений, из 185 отмеченных случаев массовой гибели рыб около половины обусловлено
пестицидами (Pollution caused..., 1960).
В лабораторных опытах установлена высокая токсичность гербицидов (табл. 9) (Bauer, 1961; Bandt a.
Nehring, 1962; Томияма и Кавабэ, 1962; Hughes a. Davis, 1963 и др.). По данным Т. Томияма и К. Кавабэ (1962),
некоторые пресноводные рыбы погибали в течение 24 ч уже при концентрации пентахлорфенола - 0,07 - 0,06
мг/л. Другой высокоэффективный гербицид - натриевая соль дихлорфенооксиуксусной кислоты (Na-2,4-D)
широко используется для уничтожения высшей и низшей водной растительности, а также
древеснокустарниковой растительности. Токсичность его значительно менее выражена, чем пентахлорфенола,
однако оказывает губительное действие на рыб в концентрации 5 мг/л.
Таблица 9
Летальные концентрации гербицидов
(по Jones» 1964)
Гербицид
Испытуемая рыба
CL50 (48 ч), мг/л
Температура, 0С
2,3,5-ТВА
»
2,3,6-ТВА
»
Ушастый окунь
Большеротый окунь
Ушастый »
Большеротый »
90
55
1750
1250
25
25
25
25
18
2,4-D
»
4-(МСРВ)
»
4-(2,4-DB)
»
АСР-М-569
Аминотриозол
»
Барон
»
С-56
»
Хлоракс
»
СУPC
»
Диурон
Довлон
»
EDB
»
Ендотал
»
F-98 (акролеин)
Гиамин 1622
Курон
Монурон
Немагон
»
Омазин
Фигон XL
»»
Симазин
»
Ушастый »
Большеротый »
Ушастый »
Большеротый »
Ушастый »
Большеротый »
Чавыча
Кижуч
Большеротый окунь
Чавыча
Североамериканский сом
Ушастый окунь
Большеротый окунь
Форель радужная
Североамериканский сом
Ушастый окунь
Большеротый окунь
Кижуч
»
Кумжа
Ушастый окунь
Большеротый окунь
»»
Чавыча
»
Кижуч
Чавыча
Кижуч
Ушастый окунь
Большеротый окунь
Кижуч
Большеротый окунь
Североамериканский сом
Кижуч
Радужная форель
375
350
15
10
8
10
155
325
1000
2,3
6,9
30
35
1800
2367
12
10
16
340
210
18
15
208
136
0,08
53
1,23
110
20
20
0,83
0,07
0,14
6,6
85
25
25
25
25
25
25
20
20
20
20
19
25
25
18
20
25
25
20
20
18
25
25
25
25
20
20
20
20
25
25
20
20
19
20
18
Д. Хугес и Д. Дэвис (Hughes a. Davis, 1962) предприняли сравнительное изучение токсичности
гербицидов: эфиров и алканоламинных солей 2,4-D, 2,4,5-2- (2.4DP), 2,4,5-ТР, выпускаемых различными
фирмами, на ушастом окуне. Оказалось, что токсичность гербицидов в большей мере определялась формой
соединения (эфир, кислота, соль) и в меньшей - строением фенокислот. Было выявлено существенное различие в
степени токсичности одного и того же препарата, выпускаемого различными фирмами.
По мнению многих авторов, эмульсии этой группы органических ядов более токсичны, чем дусты.
Обширное исследование токсичности различных препаратов с альгицидными свойствами (производные
мочевины, монурен, диуфе-нурен, триазиды, симазин и атразин, изотиоцианаты и др.) предпринято в последние
годы группой киевских исследователей (Брагинский и др., 1965).
Большая часть препаратов при хроническом воздействии на водных беспозвоночных оказалась
высокотоксичной.
К. Бауэр (Bauer, 1961) на основе анализа литературных данных, характеризующих степень токсичности
различных инсектицидов и гербицидов для рыб, приходит к выводу, что наиболее токсичны и не должны
применяться вблизи водоемов эндрин, тио-дан, токсафен, диэльдрин, альдрин, изодрин, метоксихлор, эмульсия
ДДТ, гузатион, а также гербициды 2,4-D + 2,4,5-TP СТРС + + CMI карбаматы. Кроме того, весьма токсичны
линдан, хлордан, гептахлор, паратион, хлортион, диазинон, мелатион, никотин, роте-нон, пиретрум. По мнению
Д. Людемана и X. Неймана (1962), наименее токсичны для пресноводных рыб снстокс, метасистокс и диптерекс.
До сих пор не решен вопрос о степени токсичности для рыб продуктов жизнедеятельности различных
водорослей. Ряд исследователей (Астахова и др. 1960; Горчакова и Телитченко, 1963; Lackey a. CLendenning,
1963; Tenney a. Woolcott, 1964; Брагинский и др., 1965) считают, что при определенных условиях токсическое
влияние может иметь место.
В серии экспериментов, проведенных Т. В. Астаховой с сотрудниками (1960), показана высокая
19
токсичность некоторых сине-зеленых водорослей для сазана. Авторы считают, что основная причина массовой
гибели сазана, начавшаяся в дельте Волги с 1956 г., отравление рыб токсинами сине-зеленых водорослей. Д.
Лакей и К. Кленденинг (1963), анализируя причины массовой гибели рыб в заливе Мишен летом 1961 г.,
приходят к выводу, что в этом повинно массовое развитие желтой динофлагеллаты Gimno-dinium flavum,
выделяющей нейротоксин, близкий к алколоидам. Р. И. Горчакова и М. М. Телитченко (1963) методом кислотных
эритрограмм в экспериментальных условиях установили токсическое действие на трехлетних карпов одного из
видов сине-зеленых водорослей Anabaena variabilis. Концентрация водоросли 1 млн. клеток в 1 мл воды (60-70%
живых) приводила к различным формам нарушений зритропоэза. Токсическое действие четырех других видов
сине-зеленых водорослей обнаружено не было. В. Тенней и В. Вулкотт (1964) установили токсическое влияние
экстракта из тканей пресноводной мшанки Lophopodella carteri для различных пресноводных рыб.
Из других растительных ядов изучалось токсическое влияние циансодержащих глюкозидов, различных
алколоидов: никотина, анабазина, кофеина, стрихнина, атропина, а также сапонинов.
Существует еще много органических соединений, которые оказывают токсическое действие на рыб. К ним
относятся алкоголи, зфиры, альдегиды, кетоны, мочевина и ее производные, таниды, смолистые вещества.
Весьма токсичны различные ароматические углеводороды и их производные: бензол, толуол, ксилол, нафталин и
др. Важную группу органических загрязнений представляют красители, поступающие в водоем с газовых и
красильных заводов, текстильных и кожевенных предприятий. Среди органических оснований, встречающихся в
стоках коксовых заводов, следует упомянуть высокотоксичный акридин, активная концентрация которого для
рыб равна 0,7-1,0 мг/л.
Не менее токсичен метилмеркаптан, встречающийся в сточных водах целлюлозного производства и
нефтеочистительных заводов. Концентрация этого яда 1,0 мг/л приводит к гибели рыб за несколько часов.
Токсическое влияние нефти и различных нефтепродуктов на рыб общеизвестно. Кроме этого, ничтожные
концентрации (0,001 мг/л) нефти придают рыбе неустранимый ни при какой технологической обработке привкус
нефти и запах. Такая рыба непригодна для питания.
Сложность и многокомпонентность химического состава промышленных стоков предприятий
органического синтеза - новой бурно развивающейся химической промышленности, в которых преобладают
высокотоксические органические соединения, а также их производные: галоидоорганические,
металлоорганические, кремнийор-ганические и другие, ставит перед токсикологией рыб новые задачи и, в
частности, необходимость характеризовать токсичность не отдельных соединений, встречающихся в сточных
водах, а использовать принцип групповой характеристики. Еще нет достаточно обоснованных данных по степени
токсичности для рыб некоторых, наиболее распространенных продуктов промышленности органического
синтеза, таких, как эмульгаторы, детергенты, инициаторы и ингибиторы полимеризации, антиоксиданты и
другие, но, вероятно, они оказывают существенное влияние на жизнь водоема. Актуальность изучения этой
обширной группы веществ диктуется и тем, что некоторые из них характеризуются высокой стабильностью в
условиях биохимического окисления, приводящей к накоплению их в водоеме.
Сопоставляя степень токсичности различных классов химических соединений, некоторые авторы
выражают ее «индексом токсичности», используя фенол в качестве химического эталона токсичности. В,
Герсдорф (1930), например, описал относительную токсичность для золотой рыбки ротенона, цианистого калия и
фенола как 4,0; 0,16 и 0,0008 единиц соответственно. Другие исследователи (Schaut, 1939) считают, что более
логично сопоставлять токсичность различных веществ, используя в качестве эталона CuS04-5H20, поскольку
токсичность собственно фенола невелика и его присутствие влияет на вкус и запах.
Рассмотрев фактические данные, можно сделать следующее заключение. Любое из многих тысяч веществ,
попав в водоем, может при определенных условиях и, прежде всего, в зависимости от концентрации и времени
контакта, оказать повреждающее или губительное действие на рыб. Токсичность различных классов химических
соединений неодинакова, но многие из них, такие, как кислоты и щелочи, соли металлов, аммонийные
соединения и неорганические сульфиды, цианиды и фенолы, высоко ядовиты для рыб.
Крайне опасны также различные инсектициды, гербициды и альгициды.
КОМБИНИРОВАННОЕ ДЕЙСТВИЕ ЯДОВ.
СИНЕРГИЗМ И АНТАГОНИЗМ
Характерная особенность промышленных сточных вод большинства современных предприятий сложность и многокомпонентность их химического состава. Следовательно, недостаточно определить степень
токсичности отдельных ингредиентов промышленных сточных вод. Многие смеси различных веществ могут
быть значительно более токсичными, чем любой из компонентов смеси. Если обозначить концентрации двух
веществ, вызывающих определенный эффект, скажем смерть, через х и у, а некоторую долю от этих концент
раций - а и b (соответственно), равную каждая 1, то явление синергизма можно представить в виде:\
a (х) + b (у)<1.
20
Иными словами, под синергизмом понимают явление, когда биологический эффект (в данном случае
токсический) смеси выше любогоиз составляющих компонентов. Следует отличать явление синергизма от
аддитивного эффекта или простого суммирования действия двух компонентов какой-либо токсической смеси,
который выражают:
а (х) + b (у)= 1.
Отсюда синергизм можно определить как сверхаддитивный эффект. Однако не все разделяют такое
понимание синергизма. Некоторые (Bliss, 1954; Veldstra, 1956) понимают под синергизмом такое явление, когда
эффект смеси превышает сумму эффектов отдельных компонентов.
В некоторых случаях под синергизмом имеют в виду способность неактивного или обладающего
незначительной активностью компонента смеси увеличивать биологическую активность второго компонента
(Хьюлетт, 1962).
Нам представляется, что понимание синергизма как явления, при котором смесь более активна, чем любой
составляющий ее компонент (Gaddum, 1948; Summerford, 1954), предпочтительнее, поскольку оно охватывает все
случаи синергизма, включая и те из них, при которых каждый из компонентов смеси в отдельности обладает
выраженной токсичностью.
Если два вещества действуют в противоположном направлении и вследствие этого биологическая
активность смеси меньше, чем биологическая активность наиболее активного компонента, то говорят об
антагонизме:
а (х) + b (у) > 1.
Различают два вида антагонизма: абсолютный и относительный. Когда а (х) + b (у) >1 и при этом а и b
порознь также >1, говорят об абсолютном антагонизме. Относительный антагонизм проявляется в том случае,
если а (х)+b (у) > 1\, но а и b ≥ 1. Можно считать, что антагонизм существует в том случае, если эффект меньше
аддитивного.
Рассматривая общие закономерности ответных реакций организма на комбинированное действие веществ,
С. Блисс (Bliss, 1039, 1954) пришел к выводу о необходимости разделения трех видов совместного действия
смесей. Первое - независимое совместное действие, при котором каждый из двух ядов имеет различный
физиологический механизм действия. Второе - одинаковое совместное действие, предполагающее сходство
механизма токсического действия обоих компонентов. Третье - синергетическое, объединяющее все виды
совместного действия, не вошедшие в первые две группы, причем антагонизм рассматривается как
отрицательный синергизм.
Некоторые считают, что термины «антагонизм» и «синергизм» строго применимы только при действии
комбинации веществ или ионов, не теряющих идентичности в смеси путем химических реакций, вследствие чего
продукт химического взаимодействия будет более или менее активен, чем исходные вещества (Doudoroff, 1957).
В значительной мере это справедливо, если иметь в виду физиологический антагонизм, реализующийся
вследствие противоположного по направлению действия на одну функциональную систему или влияние на
разные системы, приводящие к ослаблению конечного эффекта. Следует однако иметь в виду и так называемый
химический антагонизм, который проявляется в результате химической -реакции между веществами. Он имеет
определенное значение при оценке степени токсичности сложных смесей, таких, как индустриальные стоки и
сильно загрязненные воды.
Комбинированное действие веществ подробно изучено на примере различных лекарств и ядов в опытах на
теплокровных животных. При этом исходят из представления, что реакция организма на вещество является
функцией концентрации, продолжительности действия и времени наблюдения за эффектом, обусловленным
данной концентрацией. Это позволяет рассматривать совместное действие двух веществ как количественную
связь между концентрациями веществ при постоянном уровне ответной реакции. Откладывая на оси ординат
концентрацию одного вещества (X), а по оси абсцисс концентрацию другого вещества (Y), получают изоболлу.
Изоболла комбинированного действия представляет собой линию, соединяющую точки X и Y и показывающую
концентрацию веществ, при которых наблюдается определенный эффект (например, гибель). Область
изоболлической диаграммы, в которой находится экспериментально найденная линия, определяет вид
совместного действия (рис. 1).
С. Леве (Loewe, 1932, 1953) и его ученики использовали графическое изображение комбинированного
действия веществ. При сравнительном изучении комбинированного действия ядов пользуются также диаграммой
другого вида (рис. 2), предложенной Д. Хорсфоллом (Horsfall, 1945). В этом случае комбинацию двух ядов,
вызывающих определенный токсический эффект, устанавливают путем пропорциональной замены одного
ингредиента в смеси другим, в концентрации, дающей такой же эффект. Например, вначале берут концентрацию
CL50 вещества X, а затем 75% от этой концентрации и 25% CL50 вещества Y. Такую замену продолжают до тех
21
пор, пока не установят величину CL50. Пара веществ характеризуется как синергестическая или
антагонистическая (см. рис. 2) в зависимости от того, находится ли экспериментальная линия, отражающая
токсичность испытуемой комбинации, над или под горизонтальной линией, соединяющей точки относительной
токсичности на параллельных осях. При этом горизонтальная линия на рис. 2 равноценна аддитивной линии на
рис. 1.
Рис. 1. Синергизм и антагонизм, характеризуемые
площадями болограммы, в которых размещаются изоболлы:
ЕДА- дозы вещества А; ЕДБ - дозы вещества Б,
которые вызывают одинаковую ответную реакцию организма;
1 - линия аддитивности;
2 - примерная изоболла для частного случая
антагонистического действия (по Хьюлетту, 1962).
Рис. 2. Синергизм и антагонизм, выраженные
в относительных показателях активности смесей.
Количество компонента Б в смеси эквивалентно
по активности ЕД замещаемому им количеству компонента А.
Пунктиром дана кривая частного случая синергизма (по Хьюлетту, 1962).
Изоболлическая диаграмма иногда неудобна для интерпретации комбинированного действия, так как
эффективные концентрации X и Y могут отличаться одна от другой в десятки или сотни раз и в таком случае
график получается асимметричным. При этом лучше использовать изодинамическую диаграмму не абсолютных
концентраций вещества X и Y, а равных частей (в %) от эффективных, т.е. вызывающих определенный эффект,
принимаемый за 100%. Полученный график будет симметричным. Иногда, при изучении комбинированного
действия трех веществ, строят так называемые пространственные диаграммы.
Графические методы изучения комбинированного действия ядов используют при установлении предельно
допустимых концентраций тех или иных веществ в воздухе рабочих помещений и в других случаях (Лазарев,
1961), однако в токсикологии рыб они еще не находят должного применения.
Хорошо известно, что токсичность некоторых катионов металлов в смешанных токсических растворах
нейтрализуется другими катионами металлов (Loeb a. Wasteneys, 1911, 1915; Garrey, 1916; Powers, 1920, 1921;
Gueylard, 1923, 1924; Kriiger, 1928 и др.). Речь идет об антагонизме катионов металлов, с учетом которого
составляется физиологически сбалансированный солевой раствор. В этом случае основные катионы,
обнаруженные в естественных водах: Na, Са, К и Mg - подбирают так, что специфическая токсичность каждого
22
сводится до минимума антагонистическим действием других (Heilbrunn, 1938).
В. Гаррей (1916) описывает результаты опытов по испытанию токсичности для гольянов простых и
смешанных растворов Na, К, Са и Mg в дистиллированной воде. Ионы Са (табл. 10) заметно снижают
токсичность растворов Na, Mg и К и являются ярко выраженными антагонистами. Менее выраженным
антагонистическим действием обладают ионы Na по отношению к ионам Са и К: для снижения токсичности
растворов СаС12 и КС1 требовались высокие концентрации NaCL. Заметное антагонистическое действие
оказывали ионы Mg по отношению к ионам К. Интересно отметить, что растворы КСl и MgCL2 оказывали менее
выраженный антагонистический эффект по отношению к смесям NaCL-СаС12.
Таблица 10
Антагонизм некоторых катионов металлов
(по Doudoroff, Katz, 1953)
Соль
Концентрация веществ, моль
Время гибели
СаСl2
CaCLa2 + NaCL
MgCL2
MgCL2+CaCL2
КСl
КСl + СаСl2
KCL + NaCL
КСl
КСl + СаС12
KCL + MgCL2
0,025
0,025+6,750*
0,025
0,025+0,01
0,005
0,005+0,0005
0,005 + 6,175*
0,015
0,015+0,0075
0,015+0,005
2-4 дня
8-10 дней
2 дня
6 дней
1 день
6 дней
2-3 дня
20 ч
13 дней
3-5 дней
* В мг/л.
В последующем, основной вывод В. Гаррея о выраженном антагонизме ионов Са и Na был подтвержден в
опытах Е. Пауэрса (1920, 1921), выполненных также на гольянах. По его данным, летальное действие растворов
NaCL нейтрализовалось добавлением уже небольших количеств СаС12. Сходные результаты зарегистрированы в
опытах с колюшкой Ф. Крюгером (Kjuger, 1928). Он показал, что смешанные солевые растворы, составленные из
КСl, MgCL2 и СаС12 (0,35-0,40 М), значительно менее токсичны, чем раствор NaCL аналогичной концентрации,
вызывавшей гибель рыб за 2 ч.
Имеются указания, что соли некоторых тяжелых, металлов, оказывающие выраженный токсический
эффект на рыб в мягкой и дистиллированной воде, значительно менее токсичны в жесткой (Leger, 1912) и
морской воде (Thomas, 1915). Механизм этого феномена еще неясен и существует мнение, что низкая
токсичность тяжелых металлов в высокоминерализованных водах, вероятно, связана с образованием осадков, а
не антагонизмом катионов.
Р. Аффлек (Affleck, 1952) показал, что токсичность солей цинка и свинца значительно уменьшается в
присутствии растворенных соединений кальция. Колюшка, например, в растворе свинца с концентрацией 1 мг/л
(Рb), приготовленного на мягкой воде, погибала в течение 24 ч. При добавлении в токсический раствор свинца 50
мг/л хлорида, нитрата или бикарбоната кальция рыбы выживали в течение всего периода наблюдений-'10 суток.
Подобным же образом кальций может снижать токсичность цинка. Эти данные согласуются с более ранними
наблюдениями (Ellis, 1937; Jones, 1938) об антагонистическом действии кальция на токсичность некоторых
тяжелых металлов, таких, как цинк и свинец.
X. Бандт (Bandt, 1946) описал явление синергизма между некоторыми тяжелыми металлами, токсичность
солей которых оказалась более высокой, чем токсическое действие простых растворов равных концентраций. В
опытах на форели и плотве он установил, что токсичность сульфатов цинка и кадмия, а также никеля и кобальта
значительно выше в смешанных растворах двух солей, чем при их действии на рыб порознь. Токсическое
действие каждой из трех пар тяжелых металлов: никеля и цинка, меди и цинка, меди и кадмия (все в форме
сульфатов) - намного выраженнее в сравнении с токсическим действием солей отдельных металлов (более чем в
5 раз).
П. Дудоров (Doudoroff, 1952) показал, что гольяны могут переносить концентрации 8,0 мг/л цинка или 0,2
м/л меди до 8 ч. Если же эти токсиканты оказывались в растворе вместе, то рыбы погибали при концентрации 1,0
мг/л цинка и 0,025 мг/л меди (токсичность увеличилась почти в 8 раз!). Это один из наиболее иллюстративных
примеров синергизма между солями тяжелых металлов.
Показанные фактические данные, иллюстрирующие явление синергизма и антагонизма между
23
токсическими соединениями, получены в опытах с одной группой токсикантов с солями различных металлов.
Вещества из других классов химических соединений значительно реже использовались для этой цели.
Р. Стеймке и В. Экенфельдер (Stiemke a. Eckenfelder, 1948) отметили, что токсичность смеси соляной и
серной кислот для ушастого окуня примерно равна токсичности отдельных кислот (аддитивный эффект).
Сходная картина отмечена и при испытании токсичности смесей соляной кислоты с уксусной и серной с
уксусной. Смеси этих кислот менее токсичны, чем сильная кислота, но более токсичны, чем слабый компонент
смеси. В данном случае также следует говорить об аддитивном эффекте, т. е. о простом суммировании действия.
Ряд сообщений В. Соусгейта (Southgate, 1932, 1948) посвящен описанию токсичности смесей различных
соединений органической природы, в том числе и фенолов. В опытах на форели он обнаружил, что цианистый
калий и паракрезол оказывают на рыб независимое действие и не являются синергистами. Интересные
соотношения токсичности были выявлены в опытах с фенолами. Если фенол и паракрезол оказывают на рыб
простой суммарный эффект и концентрации равной токсичности взаимозаменяемы, то паракрезол и 1, 2, 6ксиленол частично взаимозаменяемы. Оказалось, что сублетальные концентрации 1, 2, 6-ксиленола увеличивают
токсичность паракрезола, т. е. являются синергистами. Однако субтоксические концентрации паракрезола не
влияют на токсичность ксиленола.
Е. А. Веселов (1957) изучал совместное действие фенола с метакрезолом и фенола с трикрезолом. Он
отметил, что концентрация фенола (60%) с метакрезолом (40%)-70 мг/л не вызывала гибели карасей в течение
трех суток, в то время как чистый фенол был губителен для карасей в концентрации 40-50 мг/л, а чистый
трикрезол - в концентрации 25 мг/л. Примерно такие же соотношения были отмечены в опытах со, смесью
фенола с трикрезолом. Фенол и трикрезол антагонисты, поскольку токсический эффект смеси меньше такового
составных компонентов.
В практическом отношении большой интерес представляют данные, характеризующие степень
токсичности различных компонентов промышленных сточных вод, объединенных общностью технологического
процесса. Чаще всего в этом случае речь идет скорее о химическом синергизме или антагонизме, поскольку
возникают новые комплексные или простые соединения с той или иной токсичностью, отличной от токсичности
исходных соединений. Одно из наиболее обстоятельных сообщений в этом плане принадлежит Н. С. Строганову
и А. Т. Пожиткову (1941) по токсичности медно-аммиачного комплекса для различных видов рыб (окунь,
уклейка, карась, вьюн). Результаты их опытов (табл. 11) позволяют сделать вывод, что токсическое действие
комплекса на уклейку, карася и окуня несколько более выражено, чем чистого раствора меди с равной
концентрацией. По мнению авторов, пороговая концентрация комплекса, выявленная в опытах с выживанием,
находится в области 0,5 мг/л (по меди).
Таблица 11
Выживаемость рыб в растворах медно-амиачного комплекса
(по Строганову и Пожиткову, 1941)
Концентрация комплекса
Рыба
Окунь
Уклея
Карась
Вьюн
11,3/32
5,7/16
2,9/8
1,5/4
0,8/2
0,4/1
0,2/0,5
0,1/0,25
Контроль
13ч15мин
2,5 ч
8,5 ч
14,5 ч
5,5 ч.
12 ч
22 ч
9ч
17 ч
47 ч
25 ч
9 дней
25 ч
7,5 дня
3,5 »
18,5 »
2»
22,5 дня
22,5 »
23,5 »
11 дней
41 день
41 »
41 »
29,5 дня
41 день
41 »
41 »
41 »
41 день
41 »
41 »
41 »
В английской лаборатории по изучению загрязнений (W. P. R., I960) было установлено, что смесь аммония
и фенола более токсична для радужной форели, чем каждый из ингредиентов, поскольку концентрации этих
веществ в смеси обычно меньше, чем соответствующие пороговые. концентрации аммония (0,6 мг/л) и фенола .
(4,4 мг/л). Следовательно, фенолы могут оказать токсическое действие в присутствии других ядов, даже при
таких концентрациях, которые в чистом виде неэффективны. К. Вурман и X. Вокер (1948) отметили более
высокую токсичность комбинации аммония и цианидов, чем каждого компонента порознь.
Токсичность сложных сточных вод определяется не только компонентами, объединенными химическим
сродством, но и сопутствующими веществами. Так, например, токсичность фенолов может изменяться при
присутствии в сточных водах цианидов, нафтола, пиридина, родана, сероводорода и др. Например, группа
.дианидов обладает высокой собственной токсичностью и оказывает существенное влияние на токсичность
отдельных, соединений и сточных вод некоторых предприятий. Известны случаи не только синергизма, но и, что
особенно интересно, антагонизма с другими веществами и элементами. Соединения цианидов с металлами,
образующие отно- : сительно стабильные металл-цианидные комплексы, такие, как никель, медь и железо,
значительно менее токсичны, чем цианиды и соли тяжелых металлов порознь. П. Дудоров (1956) показал, что
комплексы цианидов с цинком и кадмием менее токсичны, чем исходные компоненты. Вместе с тем цинк-цианид
24
и кадмий-цианидные соединения могут диссоциировать почти полностью, образуя высокотоксичные
компоненты: цианиды и ионы тяжелых металлов. В этом случае высокая индивидуальная токсичность продуктов
разложения металл-цианидных комплексов (CN и металл-ион) увеличивается за счет частичного синергизма.
Диссоциация этих комплексов в значительной мере определяется величиной рН, а также рядом других причин.
Известно, например (Burdick a. Lipschuetz, 1956), что безвредный раствор ферроцианида калия становится
высоко токсичным для рыб, если выдерживается на прямом солнечном свете (путем фоторазложения
стабильного комплекса цианид освобождается).
Мы уже говорили о действии хлора на рыб, добавим к этому, что 0,3 мг/л свободного хлора убивает
радужную форель за 2 ч, а 0,25 м/гл за 4-5 ч (Taylor a. James, 1928). В более поздних работах (W. P. R., 1947)
указываются сходные концентрации хлора - 0,2-0,3 мг/л. Хлор особенно опасен тем, что легко комбинируется с
различными компонентами сточных вод, сообщая им высокую токсичность. Малые количества аммония,
соединяясь с хлором, образуют хлорамин, токсичность которого значительно выше, чем исходных продуктов.
Даже концентрации 0,05-0,06 мг/л хлорамина оказались летальными для форели в течение 48 ч (Coventry,
Shelford a. Miller, 1935). Г. Шаут (Schaut, 1939) показал, что хлорирование разведенных нелетальных растворов
тиоцианата калия (KCNS) делает эти растворы высокотоксичными для гольянов. При дальнейших исследованиях
этого феномена (Allen, Blezard a. Wheatland, 1946, 1948) установлено, что тиоцианат мгновенно вступает в
реакцию с хлором, образуя чрезвычайно токсичное вещество, по-видимому, хлористый цианид (CNCL).
KCNS+4CL2 + 4H2O,
CNC1 + КС1 + H2S04 + 6HCI.
Количество образующегося CNC1 зависит от соотношения тио-Цианита и добавленного хлора, а также
ряда других факторов.
Хлорирование некоторых малотоксичных сточных вод хлором в концентрациях ниже токсичных, приводит
к резкому возрастанию токсичности сточных вод для рыб. Минимальные летальные концентрации хлористого
цианида ниже 0,1 мг/л, а концентрации 0,10-0,15 мг/л приводят к опрокидыванию рыб менее, чем через 1 ч при
температуре 17-20° С.
Мы видели, что для реальной оценки токсичности комбинированного действия различных компонентов
промышленных сточных вод важно учитывать возможное комплексное действие различных ингредиентов на
жизнь водоема в целом и рыб, в частности. Оценка токсичности сложных по своему составу сточных вод по
одному, пусть наиболее токсичному, компоненту может не соответствовать действительности, если не учитывать
антагонизма или синергизма. Токсичность многокомпонентных сточных вод определяется не только наиболее
токсичным компонентом этой смеси или «суммой» эффектов отдельных компонентов, но и существенно
меняется в присутствии антагонистических или синергестических веществ органической или неорганической
природы.
В связи с этим необходимо рассмотреть один чрезвычайно важный, на наш взгляд, вопрос. Нередко
приходится устанавливать причину массовой гибели рыб в водоеме, используя прю этом данные
патоморфологического и патофизиологического исследования, совокупность которых позволяет в первом
приближении представить симптомокомплекс отравления. По этим данным можно составить предварительное
мнение относительно группы веществ, послуживших причиной гибели, которое необходимо проверить в
экспериментальных условиях. Если картина отравления будет идентична той, которая имела место при гибели
рыб в естественных водоемах, это будет служить решающим доказательством для определения завода, сточные
воды которого вызвали массовое отравление рыбы. Этот своего рода ихтиотоксикологический научноследственный эксперимент приобретает особое значение, если в рыбохозяйствен-ный водоем сбрасывают
сточные воды несколько предприятий. Целесообразность проведения научно-следственного эксперимента
очевидна и основана на хорошо известном положении, что в смеси ядов общую картину отравления определяет
наиболее токсичный компонент (особенно в случае острого отравления). Но научно-следственный эксперимент
может лишь ориентировочно очертить круг веществ, обусловивших гибель рыб, не указывая, какое именно
вещество играет решающую роль в отравлении рыб. На основе данных научно-следственного эксперимента
нельзя, даже приблизительно, высчитать количество вещества, необходимого для получения токсического
эффекта в естественном водоеме. И дело не только в том, что в зависимости от гидрохимических и
гидрологических особенностей водоема будет меняться минимальная летальная концентрация для рыб. Основное
препятствие для подобного рода расчетов состоит в том, что то или иное химическое соединение может резко
менять свою токсичность в результате совместного действия различных компонентов сточных вод.
СИМПТОМЫ ОТРАВЛЕНИЯ И ОБРАТИМОСТЬ ИНТОКСИКАЦИЙ РЫБ
Изучение особенностей поведения рыб в токсических растворах, содержащих различные компоненты
промышленных сточных вод, представляет интерес по многим причинам, среди которых в первую очередь
25
следует указать на необходимость всестороннего описания картины действия токсического вещества и внешне
обнаруживаемых симптомов отравления. Детальная характеристика симптомов отравления и их полный перечень
могут быть использованы в качестве индикаторов для определенных групп ядов, она позволит определить
причину гибели рыб в естественных водоемах.
Симптоматология отравления необходима также для унификации показателей (при оценке токсического
действия того или иного вещества), используемых в различных лабораториях. Между тем даже при изучении
токсичности какого-либо одного вещества в разных лабораториях в качестве показателей токсичности
используют различные симптомы отравления, без учета их специфичности для данной интоксикации, времени
появления и продолжительности. Все это затрудняет понимание и сопоставление литературных данных, а подчас
и полностью обесценивает их,
Это в первую очередь относится к работам, характеризующим токсичность органических соединений.
Известно, что вещества этой группы ядов оказывают на организм более разнообразное влияние, внешние
признаки отравлений этими ядами значительно разнообразнее, чем ядами неорганической природы (тяжелые
металлы, кислоты, щелочи и др.). Это обстоятельство затрудняет правильный выбор основных показателей
токсического процесса, на основе которых можно судить о степени вредности исследуемого вещества.
Рассмотрим общую картину и внешние симптомы фенольного отравления рыб. Реакция рыб на яды
фенольного ряда имеет много общего с реакцией рыб на многие другие компоненты промышленных сточных вод
органического происхождения.
Общая характеристика фенольного токсического процесса и поведения рыб при отравлении различными
концентрациями яда описывались многими авторами (Mason-Jones, 1930; Southgate, Pen-telow, Bassiudal, 1933;
Ellis; 1937 и т. д.). И. Масон-Джонсон (по Jones, 1951) отмечает, что при высоких концентрациях яда у окуней и
форели наступала быстрая потеря рефлекса равновесия, «взбешенное плавание» и опрокидывание на бок.
Дыхание, глубокое и учащенное вначале, по мере развития отравления становится нерегулярным и слабым. В
опытах М. Эллиса (1937) на золотых рыбках в качестве характерного признака фенольного отравления был
отмечен паралич нейромускулярного аппарата. В последующих работах К. Вурмана и X. Вокера (1950), Д.
Джонса 11951), В. Букштейга и др. (1955), Е. А. Веселова (1957), В. Альберсмейера (1957), М. Ф. Вернидуб
(1962) эти наблюдения в основных чертах были подтверждены. Исследования К. Вурмана и X. Вокера (1950),
проведенные на форели, пескарях, окунях, голавле, плотве и усачах, а также Д. Джонса (1951) на голавле,
выявили особенности поведения испытуемых рыб в слабых растворах фенолов: меньшую двигательную
активность, кратковременную потерю рефлекса равновесия с последующим восстановлением. Важная
особенность этих работ - значительное расширение видового состава испытуемых рыб.
В. Букштейг и др. (1955) показали, что окунь и гольяны в Растворах гидрохинона, пирогаллола и
пирокатехина ведут себя, как и при фенольном и крезольном отравлении. У рыб отмечались возбужденные
беспорядочные броски и усиление дыхательной деятельности. Затем рыбы заваливались на бок и оставались в
таком положении до наступления смерти. Интересна реакция угря на токсическое действие фенолов. Угри
обычно остаются на месте при развитии интоксикации, причем удается отметить только вздрагивание без обычно
развивающейся у других видов рыб бурной двигательной активности.
В работах Е. А. Веселова (1957) и М. Ф. Вернидуб (1962) помимо описания общего поведения рыб в
токсических растворах фенолов представлена развернутая картина фенольной интоксикации. Е. А. Веселов
считает, что симптомы отравления карасей развиваются в определенной последовательности и выделяет семь
этапов от начала отравления до смерти рыбы. Характерными признаками отравления рыб фенолами автор
считает паралич мышц туловища. Это подтверждает более раннее наблюдение Н. А. Мо-севича и др. (1952),
согласно которому одним из важнейших признаков фенольной интоксикации служит кровоизлияние в мышцы
туловища.
Для детального учета характерных признаков фенольной интоксикации и их смены во времени и для
сравнения результатов отдельных опытов по испытанию токсичности различных фенолов желательно выделить
основные, наиболее существенные реакции, характеризующие качественно различные стадии отравления рыбы.
С этой целью был проведен специальный анализ общей картины и особенностей течения фенольной
интоксикации у 22 различных видов рыб (карась, лещ, плотва, густера, синец, жерех, чехонь, радужная и
ручьевая форели, окунь, судак, ерш, щука, осетр, стерлядь, сом, красноперка, вобла, тарань, севрюга, белоглазка
и налим) при широкой амплитуде токсических концентраций (от 5 до 800 т/л). Выявлен однотипный (за редким
исключением) характер реакции различных видов рыб на патогенное действие фенолов: фенол, орто-, мета- и
паракрезолы, пирогаллол. Спустя 3-10 мин после погружения в токсический раствор (в зависимости от
концентрации яда) отмечается чрезвычайно бурное и беспорядочное движение со стремительными бросками из
толщи раствора на поверхность, кратковременным заваливанием на спину, и на бок, с последующим выходом из
бокового положения. Через 30-90 мин, наблюдается стойкое нарушение рефлекса равновесия. В боковом
положении рыбы находятся до наступления смерти. В начале отравления относительно неподвижное боковое
положение рыб сопровождается интенсивными клоническими судорогами с частотой 12- 24 судорожных
подергиваний в минуту, затем рыбы выходят из неподвижного состояния и начинают импульсивное
толчкообразное перемещение в боковом положении. Характер двигательных реакций бывает двояким:
26
перемещение на поверхности раствора по кругу или неориентированные перемещения в толще раствора. Потеря
рефлекса равновесия, опрокидывание на бок и импульсивное перемещение в боковом положении являются
самым длительным и наиболее характерным признаком фенольного отравления. Спустя некоторое время
двигательная активность в боковом положении постепенно затухает и прекращается. Рыбы становятся
неподвижными, движения всех плавников, кроме грудных, парализуются, отмечаются редкие клонические
судороги и рыбы погибают. Но даже в этот период полной неподвижности испытуемых рыб реакция на
механические раздражители сохраняется, хотя и в значительно ослабленной форме. Из других признаков и
реакций, составляющих внешние симптомы фенольного отравления, можно указать характерное дугообразное
изгибание туловища рыбы, вследствие одностороннего тетанического сокращения мышц хвостовой части, а
также резкую пигментацию (потемнение) спины и головы и одновременное побледнение брюшной и хвостовой
части туловища рыбы. Нередко, особенно при длительном воздействии различных концентраций яда, отмечались
обширные кровоизлияния в области грудных и брюшных плавников.
В период общего двигательного возбуждения дыхание резко учащается (до 128-144 в мин против
исходного 48-60), а затем постепенно уменьшается и становится ниже исходного. Резко нарушается сама
структура дыхательных движений, дыхание становится аритмичным и нерегулярным.
Таким образом, внешнее проявление действия токсического раствора на организм рыб довольно
разнообразно, но совокупность реакций стереотипна при действии различных концентраций яда. В
общефизиологическом плане можно выделить стадию возбуждения и угнетения.
Фенольное отравление проявляется в трех последовательных фазах: 1) резкая двигательная возбудимость с
кратковременным заваливанием на бок; 2) потеря рефлекса равновесия, опрокидывание на бок, импульсивное
перемещение в боковом положении; 3) боковое положение, сопровождаемое конвульсивными судорогами,
завершающееся полной потерей двигательной активности, расстройством дыхания и смертью.
Продолжительность отдельных фаз при разных концентрациях яда и соотношение отдельных фаз различны,
однако трехфазная стандартная форма реакции сохранялась в опытах с большинством видов рыб, хотя
длительность и степень выраженности отдельных фаз определялась видовыми особенностями испытуемых рыб.
Как правило, у мирных рыб (карась, лещ, плотва, синец) различные фазы фенольной интоксикации более
продолжительны, чем у хищных (щука, налим) и полухищных (ерш, окунь, форель). Только у налима и сома
специфика реакций в токсических растворах состоит в конвульсивных подергиваниях мышц туловища при
неподвижном состоянии. Изредка у этих видов рыб бывает заметное повышение двигательной активности,
сопровождаемое резкими стремительными бросками.
Стереотипность трехфазовой картины фенольной интоксикации при отравлении различных видов рыб
представляет определенный интерес не только для унификации показателей токсического действия ядов
фенольного ряда, полученных в различных лабораториях, но и для интерпретации результатов опытов с другими
ядами органической природы и, в частности, инсектицидами. Известно (Gruber, 1959), что при отравлении,
например, эндрином или токсафеном вначале наблюдается повышенная двигательная активность, затем потеря
равновесия, опрокидывание на бок, расстройство дыхания и смерть.
Специфические особенности действия разных концентраций одного яда и одной концентрации различных
ядов выражаются в количественном варьировании неспецифической формы реагирования, которой
характеризуется однотипная трехфазная реакция разных видоз рыб. В этом отношении реакция рыб сходна с
трехфазным изменением уровня защитно-адаптационного потенциала у теплокровных под влиянием
чрезвычайных раздражителей (длительное голодание, воздействие низких температур, мышечное
перенапряжение, различные яды и т.д.), изменяющих постоянство внутренней среды организма. Подобное
сходство делает необходимым изложение основных положений учения канадского исследователя Г. Селье (Selye,
1950, 1952, 1956) о стрессе как теории, намечающей перспективные пути обобщений и анализа характера
реакций различных групп животных на самые разнообразные внешние влияния, нарушающие постоянство
внутренней среды (гомеостаз). Термин «стресс» был перенесен Г. Селье в биологию из физики, где он
характеризует напряжение как производное силы и сопротивления. С точки зрения биолога «стресс» обозначает
состояние организма, обусловленное взаимодействием реакции защиты и повреждения. «Стресс - это состояние,
выражающееся специфическим синдромом, - пишет Селье, - который состоит из всех вызванных
неспецифических изменений в биологической системе» (1956, с. 54).
Факторы, вызывающие стресс, получили название стрессоров или стрессирующих воздействий. В основе
теории стресс лежит экспериментально обоснованное представление об общем адаптационном синдроме (ОАС).
Не останавливаясь на всех симптомах, характеризующих ОАС, число которых постоянно растет и, видимо, еще
далеко от завершения, отметим, что в основе развития ОАС Г. Селье четко различает три фазы: 1) реакция
тревоги (алармная реакция); 2) фаза резистентности и 3) фаза истощения (рис. 3). Эти фазы мы наблюдали и в
опытах на рыбах.
Реакция тревоги (alarm reaction) представляет собой комплекс реакций, развивающихся в
неадаптированном организме под влиянием стрессора.
Фаза резистентности характеризуется повышенной устойчивостью организма к действию стрессоров и
приобретением организмом адаптации.
27
Рис 3. Схема фаз общего адаптационного синдрома (по Selye, 1956).
Фаза истощения сменяет фазу резистентности при длительном воздействии стрессоров на организм.
Теория стресс не только позволяет рассматривать любой токсический процесс как сцепленность реакций
защиты и повреждения, она раскрывает фазность изменений резистентности и указывает на факторы,
изменяющие защитно-адаптационный процесс, представляющий физиологическое содержание феномена
резистентности.
Анализ экспериментальных данных в свете теории стресс позволяет увязать исследования по
токсикологии рыб с общим направлением исследований по приспособительным реакциям организма в ответ на
самые разнообразные раздражители, вызывающие нарушения го-меостаза.
X. Денцер (Denzer, 1959), одним из первых оценивая токсическое действие ряда химических веществ по
потреблению кислорода, частоте и глубине дыхания, приходит к выводу, что эти показатели изменяются под
влиянием разнообразных ядов так же, как изменяется частота дыхания радужной форели под влиянием высоких ;
температур (рис. 4). X. Денцер выделяет несколько фаз в реакции рыб на повреждающие воздействия.
Бескомпенсационная фаза (I) и фаза полной компенсации (II) представляют собой нормальную биологическую
реакцию, а фазы неполной компенсации (III) и критическая (IV) отражают патологические сдвиги, наступившие
в организме. В соответствии с этим X. Денцер предлагает различать порог нормальной реакции, повреждения,
критический порог и летальный. При определенной концентрации яда наступает такой момент, когда выходит из
строя регуляторный механизм, компенсирующий повреждения, и наступает гибель рыбы.
Рис. 4. Кривая изменения частоты дыхания радужной форели
при повышении температуры воды:
I - бескомпенсационная фаза; II - фаза полной компенсации;
III- фаза неполной компенсации; IV - критическая фаза;
1 - порог нормальной реакции; 2 - порог повреждения;
3 - критический порог; 4 - летальный порог (по Denzer 1959).
К сожалению, такого рода анализ, направленный на выявление общих и специфических черт действия на
организм рыб различных повреждающих агентов и, прежде всего, токсических компонентов промышленных
сточных вод, весьма редок. Обычно авторы ограничиваются описанием общего впечатления о поведении рыб в
токсических растворах и некоторых типичных признаков отравления, которые удается выявить при внешнем
осмотре погибших рыб. Известно, что, например, растворы аммиака, фенолов и некоторых других ядов
органического происхождения возбуждающе действуют на рыб (бурная двигательная активность), в то время как
28
соли тяжелых металлов, и прежде всего соли меди, действуют на рыб угнетающе. Следует отметить, что даже
при одном и том же яде внешние признаки отравления погибших рыб могут быть неодинаковы. Так, внешние
симптомы отравления фенолом мирных рыб отличаются от симптомов отравления хищных и полухищных рыб.
Мы уже отмечали, что симптомы отравления могут быть различными у разных видов при действии одного
и того же вещества и сходными при отравлении разными веществами.
На современном этапе развития токсикологии рыб более важно патоморфологическое и
патогистологическое изучение картины отравления тем или иным ядом. Знание изменений в органах и тканях в
результате отравления может быть использовано для посмертной диагностики причин гибели рыб в
естественных водоемах. Между тем существуют лишь единичные сообщения, в которых авторы предпринимали
специальное изучение патоморфологи-ческих симптомов отравления (KHngler, 1957; Havelka a. Effenberger, 1957;
Вишневецкий, 1961). Патологоанатомическое изучение гольянов, отравленных нитритом натрия, показало
(Клингер, 1957) увеличенное отложение продуктов распада гемоглобина в печени, селезенке и почках, а также
анемию. В опытах Ф. Е. Вишневецкого (1961) на золотых рыбках было обнаружено, что жаберный аппарат при
фенольном отравлении (в противоположность действию солей тяжелых металлов, неорганических кислот и
щелочей) почти не поражается. Это согласуется с данными И. Гавелки и М. Эффенберга (1957), но противоречит
утверждению Д. Масон-Джонса (1930). Ф. Е. Вишневецким были отмечены дистрофические изменения в сердце,
печени и почках, а также скопление желтого пигмента и гематоидина в сердечной мышце, селезенке и почках.
Патоморфологическая картина отравления рыб воднорастворимыми компонентами сырой нефти,
каменноугольной смолы и мазута отличается от картины отравления рыб фенолом (разный характер поражений
тканей и органов и локализация). Первая группа ядов вызывает воспалительные и некробиотические изменения в
жаберном аппарате и нижних отделах пищеварительного тракта, что не отмечалось при действии фенола на рыб.
Во всех обследованных органах наблюдалось расстройство кровообращения с гиперемией и выходом
эритроцитов за пределы сосудистого русла. Общими празнаками для ядов обеих групп были дистрофические
изменения в паренхиматозных органах (сердце, печень, почки) с отложением желтого гемоглобинного пигмента.
И. Гавелка и Ф. Эффенберг (1957), помимо приведенных выше признаков, сообщают о коагуляции крови в
полости сердца и жабрах, однако такие симптомы бывают и при других воздействиях на рыб, в частности при
асфиксии; они не специфичны для феноль-ной интоксикации.
В наших опытах (Володин, Лукьяненко и Флеров, 1965, 1966), проведенных на икре и эмбрионах леща и
синца, установлено, что токсический эффект фенола сказывается в резких нарушениях нормального хода
эмбриогенеза, определяющих появление различных видов уродств. Наиболее распространенными были
изогнутость туловища, а также нарушения в строении сердечно-сосудистой системы (водянка). Сходный
характер патоморфологических и патологоанатомических изменений наблюдается и при других чрезвычайных по
силе воздействиях на эмбриональное развитие рыб, в частности при резких колебаниях температуры (Володин,
1960 и др.). Выявленные сдвиги носят неспецифический характер и стереотипно воспроизводятся во всех
случаях воздействия неблагоприятных условий на эмбриональное развитие рыб.
В поисках специфических показателей фенольного отравления рыб некоторые исследователи предлагали
различные феномены, такие, как обесцвечивание рыб (Steimann, 1927; Wuhrmann, Woker, 1950), усиленное
отделение кожных секретов (Heifer, 1936) и т.д., однако эти явления либо воспроизводятся нестереотипно, либо
бывают и при других интоксикациях. Это относится и к другим группам ядов. Например, известно, что
характерный признак отравления рыб цианидами - увеличение окраски жабер в сравнении с нормой. Опытами Н.
Диетварта (Dietwart, 1963) показано, что покраснение жабер бывает и при отравлении рыб ионами таллия.
Поэтому необходимо дальнейшее детальное изучение патоморфологической картины интоксикации с тем, чтобы
использовать выявленные симптомы отравления для определения причин гибели рыб в естественных водоемах.
Гистологические методы исследования оказались весьма полезными для выявления повреждающего
действия радиоактивных веществ. Опытами М. М. Телитченко и Е. Н. Левитовой (1959) показано, что
гистологический анализ гонад позволяет вскрыть ранние симптомы отравления ураном-239 и обнаружить даже
«залповые» сбросы токсических веществ в водоем. Длительное воздействие азотнокислого уранила на уклеек
(Alburnus alburnus L.) уже в концентрациях 1, 5, 10 и 25 мг/л вызывало дегенерацию яичников или их
перерождение в семенники. Они отмечают, что сходные изменения, т. е. маскулинизация самок рыб, происходят
также под влиянием ряда других факторов: повышенная температура, свет, содержание рыб в малых аквариумах
в период интенсивного роста (Натали, 1942а, б; Тэриан, 1947), и, следовательно, носят неспецифический
характер.
Изучение обратимости различных интоксикаций (возвращение рыбы в нормальное физиологическое
состояние после патологических сдвигов, вызванных токсическим агентом) представляет первостепенный
интерес по двум причинам. Во-первых, степень обратимости токсического процесса должна учитываться при
характеристике степени вредности испытуемого вещества, она может служить также показателем устойчивости
рыб к ядам. Во-вторых, Для прогнозирования исхода интоксикации при кратковременном попадании рыб в
отравленную зону реки (при миграциях, как это имело место с осетровыми в июле 1965 г. на Нижней Волге) или
залпового сброса большого количества промышленных стоков, содержащих вредные примеси, в естественный
водоем.
29
До настоящего времени на степень обратимости исследуемой интоксикации почти не обращали внимания.
В подавляющем числе работ по токсикологии рыб используется схема опытов, не позволяющая учитывать
степень обратимости того или иного патологического процесса, поскольку испытуемые рыбы находятся в
токсическом растворе до смертельного исхода.
Н. С. Строгановым и А. Т. Пожитковым (1941) описана обратимость токсического процесса у карасей,
уклеек и окуней, обусловленного действием ионов меди. Караси, находившиеся в опрокинутом положении
(незадолго до смерти), в чистой воде приобретали рефлекс равновесия и даже принимали корм. Авторы отметили
обратимость отравления некоторых видов рыб, вызванного углекислым аммонием. Только окунь, перенесенный
из токсического раствора (в опрокинутом состоянии, с открытым ртом и жаберными крышками) в чистую воду,
не приходил в нормальное состояние и погибал.
Г. Швейгер (Schweiger, 1957), изучая токсическое действие солей тяжелых металлов (кадмий, ртуть,
никель, кобальт) на различные виды рыб (карп, линь, гольцы и радужная форель), пришел к выводу, что
пересадка отравленных рыб в чистую воду не спасала их, а только отдаляла время гибели. Отчасти это
противоречит более ранним наблюдениям Д. Джонса (Jones, 1947) относительно обратимости токсического
процесса у колюшки, вызванного хлористой ртутью. Перемещение рыбы незадолго до гибели из токсического
раствора в чистую воду приводило к постоянному восстановлению исходной частоты и интенсивности движения
оперкулярной крышки, а также темпа кислородного потребления. Д. Джонсу (1947, 1957) принадлежит также
обстоятельное сообщение по обратимости токсического процесса, вызванного цианидами, сульфидами и
этиловым спиртом. Отмечая высокую токсичность цианида (NaCN), который даже при разведении 0,00004N
приводит к значительному угнетению кислородного потребления (за 90 мин до 32%), автор отмечает высокую
степень обратимости этого вида интоксикации. Колюшки, находившиеся накануне гибели в боковом положении,
с медленным и слабым дыханием, вскоре после замены токсического раствора чистой водой (в специальном
проточном аппарате) начинали энергично дышать. Через 20 мин восстанавливался рефлекс равновесия и
способность нормального плавания, а через 2 ч подопытные колюшки почти не отличались от нормальных.
Иными словами, яд весьма быстро может быть удален из организма. Эти факты нашли свое подтверждение в
последующем наблюдении английских исследователей Д. Херберта и Д. Меркенса (Herbert, Merkens, 1952). Они
установили, что радужная форель, отравленная цианидами, способна очень быстро прийти в нормальное
состояние, если ее удалить из токсического раствора перед остановкой дыхания.
Аналогичная картина была выявлена Д. Джонсом и в опытах с сульфидами (Na2S), механизм действия
которых на организм рыб сходен с действием цианидов - тормозит утилизацию кислорода. Автор показал, что
0,0002 N раствор Na2S приводит к снижению потребления кислорода до 33% нормы, а у колюшки, помещенной в
0,00IN раствор, дыхание останавливается за 6 мил. Если рыб удалить из токсического раствора перед остановкой
дыхания и поместить в чистую воду, быстро восстанавливается рефлекс равновесия и нормальное дыхание.
Столь же высокая скорость возвращения рыбы из бокового положения в нормальное состояние была установлена
Джонсом и в опытах с этиловым спиртом.
Следует упомянуть, что нахождение рыб в растворах концентрированных минеральных кислот приводит к
развитию необратимого токсического процесса вследствие повреждения жабер.
Весьма противоречивы и отрывочны литературные данные, характеризующие обратимость интоксикаций
рыб, вызванных органическими ядами и, в частности, фенолами. Большая часть наблюдений была выполнена
авторами попутно, при экспериментальном разрешении других задач (Jones, 1951; Grindley, 1946; Wuhrman,
Woker, 1950; Bucksteeg et al., 1955; Веселов, 1957; Albersmeyer, 1957).
Д. Гриндлей (1946) отметил, что форель и гольяны после отравления динитрофенолом и пикриновой
кислотой не выздоравливали после перенесения в чистую воду. Д. Джонс (1951) в опытах на гольянах с чистым
фенолом и крезолом наблюдал довольно быстрое выздоровление рыб после наступления периода потери.
координированных движений и опрокидывания на бок. К. Вурман и X. Вокер (1950) считают, что обратимость
при низких концентрациях фенола возможна (опыты с форелью, гольянами, окунями). Из наблюдений В.
Букштейга с соавторами (1955) можно предположить, что потенциальная способность к обратимости
интоксикации у разных видов рыб не одинакова. Авторы отметили, в частности, что угри после наступления
явных признаков отравления при перенесении в чистую воду почти всегда поправляются, а окуни и гольяны нет.
В. Альбесмейер (1957) считает, что обратимость токсического процесса у рыб, вызванного крезолом и
ксиленолом, возможна, но при отравлении собственно фенолом ее не удается отметить. Эта точка зрения
совпадает с мнением Е. А. Веселова (1957) о том, что в 90% случаев отравление фенолом необратимо, если рыба
находится в состоянии «бокового положения». Значительная противоречивость данных по обратимости фенольной интоксикации объясняется, по-видимому, тем, что авторы изучали возможности выздоровления рыб,
находившихся в различной фазе отравления. При специальном изучении динамики обратимости фенольной
интоксикации карасей (Лукьяненко и Флеров, 1963), а в последующем и некоторых других видов рыб (плотва,
язь, густера) были использованы пять концентраций фенола: 50, 100, 200, 400 и 800 мг/л, каждая из которых
вызывает острый токсический процесс, завершающийся во всех случаях гибелью подопытных рыб.
Эксперименты проводились в стереотипных условиях: температура 15° С, содержание кислорода 5-7 мг/л, рН
7,5, жесткость 10° Нем. Чтобы проследить степень обратимости фенольной интоксикации, достигшей
30
определенной фазы развития, рыб перемещали из токсического раствора в чистую воду после гибели примерно
50% испытуемых рыб. Такая схема опытов включает разные концентрации яда и различное время контакта рыб с
ядами, поскольку время гибели 50% испытуемых рыб неодинаково в различных растворах фенола. Анализ
полученных данных (табл. 12) позволяет говорить о высокой обратимости фенольной интоксикации после
перенесения карасей в чистую воду. Через несколько часов подопытных карасей невозможно отличить от
нормальных. Высокая скорость обратимости токсического процесса у рыб описывается и другими авторами
(Jones, 1947; Herbert a. Merkens, 1952).
Таблица 12
Сравнительная характеристика обратимости фенольной
интоксикации после экспозиции в различных концентрациях фенола
Концентрация
фенола, мг/л
Число рыб
Средняя
продолжительность
жизни 50% рыб, ч
50
100
200
400
800
20
20
20
20
20
11,2
4,9
8,3
6,4
1,7
Время
экспозиции
перед
удалением рыб
из токсического
раствора, ч
16,5
5,5
10
9
2
Число рыб,
перемещенных
в чистую воду
Выживаемость,
%
12
10
11
10
10
100
70
100
100
10
Обращает на себя внимание однотипная динамика обратимости фенольной интоксикации во всех
изученных нами концентрациях. Восстановление различных рефлексов идет в обратном порядке. Функции,
нарушенные в первую очередь, восстанавливаются последними.
Караси, находившиеся в боковом положении, сопровождаемом конвульсивными судорогами (третья фаза)
постепенно приобретали способность сперва импульсивного, а затем и более плавного перемещения в боковом
положении (вторая фаза) и, наконец, рефлекс равновесия полностью восстанавливался. Таким образом, процесс
восстановления развивался также поэтапно, проходя последовательно три фазы, описанные ранее.
Сопоставляя степень обратимости различных фаз фенольной интоксикации, необходимо отметить, что
первая фаза - фаза резкой двигательной возбудимости - во всех случаях обратима. Вторая фаза, объединяющая
такие реакции рыб, как потеря рефлекса равновесия, опрокидывание на бок и импульсивное перемещение в
боковом положении, также высокообратима, даже в растворе фенола 200 и 400 мг/л. Третья фаза,
характеризующаяся потерей двигательной активности и конвульсивными судорогами в боковом положении,
менее обратима. Встречаются случаи полной обратимости (в низких концентрация фенола), частичной
обратимости без восстановления рефлекса равновесия и полной необратимости интоксикации с последующей
гибелью испытуемых рыб, хотя и в более отдаленные сроки.
На рис. 5 дана кривая, характеризующая степень обратимости интоксикации в различных концентрациях
фенола. После нахождения рыб на протяжении 15,5 ч в токсическом растворе с концентрацией 50 мг/л была
100%-ная обратимость токсического процесса. Рыб перемещали в чистую воду во второй фазе развития
фенольной интоксикации. При 5,5-часовой экспозиции испытуемых рыб в растворе 100 Мг/л большинство рыб
было перенесено в чистую воду в третьей фазе развития интоксикации. 70% рыб выжило, а 30% погибло.
Следует отметить, что быстрое восстановление рефлекса равновесия наблюдалось у четырех из семи рыб, а из
трех других одна рыба находилась в боковом положении на протяжении всего срока наблюдений (10 суток).
31
Рис 5. Степень обратимости фенольной интоксикации карасей
Степень и динамика обратимости интоксикации карасей в растворе фенола 200 и 400 мг/л имели примерно
сходный характер. Среднее время экспозиции рыб в растворах было также приблизительно одинаковым (8,3 и 6,4
ч соответственно). Рыбы при перемещении в чистую воду находились частично во второй и третьей фазе
развития фенольной интоксикации. В растворе фенола 200 мг/л восстановление рефлекса равновесия отмечено у
всех рыб сравнительно в короткий срок (24 ч). В растворе фенола 400 мг/л полная обратимость у девяти рыб
была достигнута за 24-36 ч, а одна рыба находилась в боковом положении до конца наблюдений. Концентрация
фенола 800 мг/л в течение двух часов вызывала необратимую интоксикацию в 90% случаев и только одна рыба из
10 осталась в живых с полным восстановлением рефлекса равновесия после перенесения в чистую воду. В этом
растворе фенола время гибели 50% испытуемых рыб мало или почти не отличается от среднего времени гибели
всех испытуемых рыб.
Полученные экспериментальные данные по динамике обратимости фенольной интоксикации говорят о
высокой скорости и степени обратимости фенольного отравления рыб. Мы считаем, что время нахождения
испытуемых рыб в токсическом растворе играет более существенную роль, чем концентрация яда. Это
подтверждается примерно одинаковой обратимостью интоксикации в диапазоне концентраций фенола от 50 до
400 мг/л.
В последующих опытах, проведенных с фенолом и тремя изомерами крезола на плотве, густере, эти
опыты в общих чертах были подтверждены. Однако степень обратимости интоксикации зависит и от видовых
особенностей испытуемых рыб, и от химических свойств исследуемого вещества. Так, фенольная интоксикация
плотвы более легко обратима, чем отравление крезолом, а интоксикация у густеры менее обратима, чем у плотвы.
Большой практический интерес представляет вопрос об обратимости интоксикаций рыб, вызванных
действием инсектицидов. В опытах X. Манна (Mann, 1958) плотва, отравленная фостфитоном или тиоданом (30
мин при концентрации 0,01 мг/л), приходила в нормальное состояние после перемещения в чистую воду, однако,
действие более высоких концентраций яда необратимо. Д. Людеман и X. Нейман (Ludemann, Neumann, 1962)
провели сравнительное изучение токсичности 16 хлор- и фосфорорганических инсектицидов на карпах, щуке и
форели и установили, что для хлорорганических соединений характерна необратимость действия, тогда как при
отравлении фосфорорганическими инсектицидами рыбы, перемещенные в чистую воду, вскоре приходили в
нормальное состояние.
Токсическое действие многих изученных веществ обратимо при прекращении контакта рыб с ядом.
Следует отметить, что большинство авторов не указывают длительность наблюдения за рыбами после их
перемещения в чистую воду, а это может иметь Решающее значение. Быстрое восстановление рефлекса
равновесия, нормализация дыхания и приобретение рыбами способности активно плавать (эти празнаки чаще
всего используются в качестве показателей обратимости токсического процесса) сами по себе еще не могут
характеризовать нормализацию физиологического состояния рыб, перенесших отравление. Для решения этого
вопроса необходимо использовать более тонкие биохимические и физиологические показатели, отражающие
состояние различных функциональных систем организма. Необходимы, по возможности, более длительные
наблюдения за рыбами, подвергнутыми действию ядов. В опытах на сеголетках карася (Лукьяненко и Флеров,
1963) из 16 выживших рыб в растворе фенола 200 мг/л девять погибали от сапролегнии в течение четырех
последующих дней (или позже). В опытах на плотве и густере, отравленных фенолом или крезолом, при
длительном наблюдении (до 28 суток) мы отмечали гибель части выживших рыб после отравления от
сапролегнии. Следовательно, перенесенное рыбами отравление не проходит бесследно и может снижать их
устойчивость к другим патогенным воздействиям, в частности грибковым или инфекционным заболеваниям. Это
дает возможность с новых позиций рассмотреть, чрезвычайно важный в практическом отношении вопрос.
Нередко приходится производить экспертизы и давать объяснение массовой гибели рыб в том или ином водоеме,
причины которой недостаточно ясны. По-видимому, вспышки заболевания имеют в своей основе хроническое
32
отравление малыми концентрациями ядов промышленных сточных вод, проявляющееся при изменении
кислородного режима, активной реакции среды, перепаде температур и других неблагоприятных условиях.
Рыбы, ослабленные хроническим отравлением ядами промышленных сточных вод, легче подвергаются
инфекционным и паразитарным заболеваниям вследствие снижения общей сопротивляемости организма.
Необходимы дальнейшие целенаправленные исследования отдаленных последствий перенесенного
рыбами отравления (острого или подострого) и их влияния на устойчивость рыб к разнообразным
стрессирующим воздействиям.
ЗНАЧЕНИЕ КОНЦЕНТРАЦИИ ЯДА В ОПРЕДЕЛЕНИИ ДИНАМИКИ
РАЗВИТИЯ И ИСХОДА ТОКСИЧЕСКОГО ЭФФЕКТА
Результат опытов по испытанию токсичности того или иного компонента промышленных сточных вод для
рыб определяется двумя важнейшими переменными: концентрацией яда и временем его действия. Концентрация
химического вещества, при постоянном времени действия на организм, играет решающую роль в определении
выраженности и исхода токсического процесса, а стало быть, и в оценке самого факта вредности изучаемого
соединения для жизни рыб.
Вероятно, зависимость динамики развития отравления рыб от концентрации определяется различной
локализацией токсического агента в органах и тканях. Значительный интерес представляют данные М. М.
Телитченко (1958) о связи между степенью накопления урана-238, его локализацией в организме карпа и
концентрацией элемента в воде. При кратковременном содержании рыб в концентрированных растворах (200
мг/л) уран накапливается преимущественно в мягких тканях (жабрах, сердце, почках, кишечнике и т.д.). При
длительном нахождении уклейки в воде с меньшими концентрациями урана (1-25 мг/л) он накапливается
главным образом в твердых тканях (костная ткань, чешуя), характеризующихся замедленным обменом, а также в
гонадах. К сожалению, опыты по определению локализации вещества в зависимости от его концентрации в воде,
пока единичны.
Вопрос о концентрациях химического вещества, при котором оно становится токсичным или
смертельным, остается одним из самых неясных и разноречивых в токсикологии рыб. Свидетельством тому
является огромный диапазон токсических или летальных концентраций буквально по каждому классу изученных
химических соединений, будь то соли тяжелых металлов, щелочи, кислоты, инсектициды или другие яды
органического ряда. Весьма показательна в этом отношении табл. 13, взятая из американского сборника
«Критерии качества воды», изданного Комитетом по водным загрязнениям в 1952 г. Согласно Д. Бэлдингу
(Belding, 1927), П. Штей-ману и Г. Сурбеку (Steimann, Surbeck, 1928), М. Эллису (Ellis, 1937), Г. Симонсу и Р.
Симпсону (Symons a. Simpson, 1938),
Таблица 13
Токсические и летальные концентрации фенола для рыб
Концентрация,
мг/л
Время
экспозиции
Тип воды
Вид рыбы
Источник
0,079
0,4 - 0,6
5,0
5,0
5-10
5-10
6,2
9
10
10
10
10-15
10-20
30 мин
8,5 ч
24 ч
24 ч
24 ч
24 ч
24 ч
24 ч
72 ч
72 ч
72 ч
72 ч
72 ч
Гольян
Рыба1
Форель
Окунь
Рыба1
Форель
Ручьевая форель
Окунь
Золотая рыбка
Рыба1
Линь
Рыба1
Рыба1
Симонс и Симпсон, 1938
Эллис, 1937
Белдинг, 1927
Хардти, 1934
Кол, 1941
Кол, 1941
Белдинг, 1927, 1930
Кол, 1941
Эллис, 1937
Эллис и др., 1946
Кол, 1941
Эбелинг, 1939
Элдридж, 1934
14,2
16-20
20
24 ч
24 ч
110 мин при 21 °С
Речная
»
»
»
»
»
»
»
Жесткая
»
»
»
Не
аэрированная
То же
»
»
Гольян
Рыба1
Плотва
Белдинг, 1927
Эллис, 1937
Хубалт, 1936
33
51
110 мин при 21 °С
110 мин при 21 °С
150 мин при 9,5
°С
90-140 мин
70-75
100
333
400
1ч
1ч
24 ч
менее 14 мин
20
20-25
30
1
»
Аэрированная
То же
Рыба1
Рыба1
Плотва
Демьяненко, 1931
Элдридж, 1934
Хубалт, 1936
Дистиллирован
ная
Водопроводная
То же
»
»
Золотая рыбка
Эллис, 1937
Санфиш
Рыба1
Золотая рыбка
Форель
Шелфорд, 1917
Гатселл, 1921
Рушофт, Эттингер, 1947
Галтшофф, 1936
Вид не указан.
A. Колу (Cole, 1941) и др. повреждающие или смертельные концентрации фенола варьируют от величин,
меньших чем 1, до 5 мг/л.
Другая группа исследователей: Р. Хофер (Hofer, 1899), B.
Хейн (Hein,'1908), В. Н. Демьяненко (1931), В.
С. Ситников (1932), А. Т. Пожитков (1937), Г. Эбелинг (Ebeling, 1939), Е. Елдриж i(Eldrldg, 1934), Г. К Чистяков
(1941), на основании экспериментальных данных полагает, что порог токсичности или летального действия
фенола для различных видов рыб лежит в пределах 10-20 мг/л.
По мнению В. Н. Демьяненко (1931), В. С. Ситникова (1932), Г. Симонса и Р. Симпсона (1937), С.
Мишонского (Mishonskv, 1934), Г. Шута (Schaut, 1939), Г. Эбелинга (1939) и Е. А. Веселова (1957), в этих же
пределах лежит область относительно безвредных концентраций (0,1 -18 мг/л).
Таким образом, по данным, полученным в различных методических условиях, токсические и летальные
концентрации фенола отличаются подчас в 10-20 раз!
Анализ литературных данных, характеризующих минимальные летальные или токсические концентрации
других химических веществ, дает аналогичную картину и нередко расхождения между данными различных
авторов еще более внушительны. Например, согласно А. Кейсу (по Дудорову, 1953), концентрация цианидов 10
мг/л приведена в качестве «возможно токсичной для рыб». Эта величина примерно в 100 раз больше
концентраций, вызывающих смертельное отравление многих видов рыб.
Этим и объясняется противоречивость рекомендаций отдельных авторов относительно минимальных
летальных концентраций различных компонентов промышленных сточных вод для рыб. Между тем вопросы
количественной оценки токсичности химических веществ привлекают все большее внимание специалистов в
связи с необходимостью эффективного разрешения основной задачи токсикологии - установления предельно
допустимых концентраций вредных веществ во внешней среде. Задача определения и обоснования предельно
допустимых концентраций различных ядовитых компонентов сточных вод стоит и перед токсикологией рыб.
В связи с единством основных задач, стоящих перед общей токсикологией и токсикологией рыб, мы
считаем необходимым кратко изложить основные идеи, принципы и методы количественной оценки
токсического эффекта, используемые в общей токсикологии.
Известно, что реакции животного на токсическое раздражение возникают при определенном уровне
концентраций или доз токсического вещества, а интенсивность их нарастает с увеличением концентрации.
Иными словами, реакции организма, обусловленные токсическими агентами, носят градированный характер, что
позволяет весьма полно характеризовать токсикодинамику испытуемого вещества, но чрезвычайно затрудняет
количественную оценку его токсической активности. Для преодоления этого препятствия было предложено
использовать не всю гамму возникающих в организме сдвигов, а лишь конечный эффект - гибель или выживание
животного. Такой способ оценки и учета токсического эффекта по принципу «все или ничего» (квантовые
реакции) получил в настоящее время всеобщее распространение и дал возможность наиболее точно, на основе
математических методов, производить количественную оценку токсических свойств изучаемого соединения и
сопоставлять получаемые результаты.
В настоящее время принято различать смертельные дозы и концентрации (DL и CL) и токсические, т. е. не
вызывающие летального исхода, но оказывающие вполне определенный эффект (DE и СЕ - эффективные).
Обычно для характеристики токсичности испытуемого вещества исследователи стремятся располагать данными
о всей амплитуде токсических и смертельных концентраций, начиная от максимально переносимых (CL0 концентрация максимально переносимая) и минимальной летальной (CLМ - концентрация летальноминимальная) до CL100 (концентрация летальная для 100% испытуемых животных).
Смертельные концентрации. В токсикологии рыб большинство авторов, характеризуя степень
токсичности того или иного вещества, обычно используют в качестве критерия CL100, т. е. наименьшую
концентрацию, вызывающую гибель всех подопытных рыб. Из работ Ш. Д. Мошковского (1936), Н. С. Правдина
(1947) и некоторых других известно, что критерий CL100, как DL100, несет в себе ограниченную информацию о
степени токсичности того или иного яда и в значительной мере определяется количеством использованных в
опыте животных. Если обозначить вероятность гибели каждой рыбы в растворе с данной концентрацией яда
34
через Р, то вероятность гибели всех рыб (n) в растворе с этой концентрацией будет равна Рn. В то же время,
вероятность того, что какая-то одна (или несколько) из подопытных рыб выживает, окажется равной 1-Рn.
Величина 1-Рn с увеличением количества рыб (п) возрастает и стремится к 1:
(1 - Рn) → 1.
Следовательно, чем больше испытуемых рыб, тем больше вероятность, что какая-то рыба при данной
концентрации выживет и CL100 будет увеличиваться. Все это относится и к величине CL0 - с увеличением
количества подопытных рыб (n) будет уменьшаться минимальная летальная концентрация. Так как в
большинстве их-тиотоксикологических экспериментов количество подопытных рыб бывает весьма ограниченно,
а нередко и совсем не указывается, то ценность приводимых данных мала.
Значительно более ценным показателем зоны смертельных концентраций исследуемого вещества является
величина CL50 (средняя летальная концентрация, вызывающая гибель 50% животных). В токсикологии рыб этот
критерий был впервые введен П. Дудоровым и др. (Doudoroff a. al, 1951), предложившим биологический метод
оценки токсичности веществ, основывающийся на определении среднего предела устойчивости (TLmтолерантный лимит) - концентрации яда, которая убивает 50% испытуемых рыб за 24, 48 и 96 ч в
экспериментальных условиях. В настоящее время в США этот метод оценки токсичности вещества принят
большинством исследователей.
Имеется несколько хорошо разработанных методов расчета и определения величины CL50. Среди методов
математического расчета CL5o наибольшее распространение получили два: метод Кербера (Karber, 1931) и
Першина (1950). Первый из них предполагает одинаковое количество подопытных животных (не менее 6) на
каждую из 4-5 испытуемых концентраций в диапазоне от CL0 до CL100 (желательно одинаковый интервал между
концентрациями).
где
а - исчисляемая концентрация;
b - предыдущая концентрация;
М - число погибших животных при исчисляемой концентрации;
H - число погибших животных от предыдущих концентраций.
По методу Першина расчет CL50 возможен и в том случае, если интервалы между концентрациями
неодинаковы и количество' подопытных животных, испытываемых в каждой концентрации, также различно.
При расчете CL50 по Першину М и H не число погибших животных, а процент летальности.
Другая группа методов основана на определении величины CL5o по кривой летальности или
характеристической кривой, отражающей распределение индивидуальной устойчивости животных к
исследуемому токсическому агенту. Большинство считает, что распределение частот индивидуальных эффектов в
вариационном ряду приближается к нормальному распределению (кривая Гаусса-Лапласа). Характеристическая
кривая строится путем нанесения величин доз или концентраций по оси абсцисс, а процент летальности (или
частота любого другого учитываемого токсического эффекта) по оси ординат. Подчас зависимость между
концентрацией и эффектом, в данном случае процентом гибели животных, при графическом изображении
приобретает форму симметричной 5-образной кривой (рис. 6). Происхождение сигмоидной формы
характеристической кривой, по мнению В. М. Карасика (1944), легче всего объяснить исходя из ее родства с
кривой нормального распределения, так как обе эти кривые отражают распределение частоты признака в
изучаемой выборочной совокупности. Обычно количество высокоустойчивых и малоустойчивых животных
незначительно и нарастает по мере приближения к моде вариационного ряда. Основываясь на этом принципе, В.
М. Ка-расик считает, «что сигмоидная форма характерной кривой отвечает резкому переходу от менее частых,
вариантов к более частым (и наоборот). Чаще, однако, сигмообразные кривые оказываются не симметричными и,
даже вовсе не S-образными, приближаясь по форме к показательным кривым или приобретают очень растянутый
S-образный вид». При логарифмировании величин концентраций кривые становятся более симметричными,
однако А. Кларк (CLark, 1933, 1937), анализируя характер связи между концентрацией вещества и его
активностью, приходит к выводу, что форма кривых при квантовых реакциях может быть различной для разных
веществ. Тем не менее характеристическая кривая приобрела исключительное значение для количественной
оценки токсичности испытуемого вещества.
35
Рис. 6. Соотношения между кривой нормального распределения (а)
и соответствующей ей характеристической кривой (б) (по Weber, 1957).
Поскольку при построении характеристической кривой эмпирические точки нередко широко раз-. бросаны
и не позволяют провести между ними закономерную кривую, было предложено несколько статистических
методов для выравнивания опытных данных. Чаще других используют методы скользящей средней, наименьших
квадратов А. Я. Боярского (1955) и метод пробитов. Наиболее простым, но дающим удовлетворительное
согласование, оказался метод скользящей средней. По этому методу ожидаемые величины летальности получают
как среднюю арифметическую между предыдущим и последующим наблюдаемыми значениями. При
использовании этого метода можно получить плавную кривую с характерным сигмоидным изгибом. Основные
недостатки метода: значительная погрешность определения величины CL50 при малом числе опытов и
необходимость соблюдения равных интервалов между концентрациями.
Метод пробитов основан на преобразовании характеристической кривой в прямую. На ординату наносят
проценты летальности с учетом вероятности их ошибки. Получается шкала вероятности, характерной
особенностью которой служит сближение делений в области 50% и растянутость в районе 0 и 100%. Проценты
летальности, найденные опытным путем, переводят в пробиты по таблице Блисса (Bliss, 1938). Этот метод
относительно точен и прост.
Ни у кого не вызывает сомнений, что в качестве параметра токсичности целесообразно использовать не
CL100, a CL50. Однако сама по себе эта характеристика будет неполной, если не указать стандартного отклонения
(среднеквадратическая ошибка), характеризующего степень рассеяния или изменчивости величины СL5о. В
немногих работах по токсикологии рыб, в которых авторы характеризуют токсичность вещества величиной ТLm
(Trama, 1956; Boschetti a. MCLonghlin, 1957; Trama, Benoit, 1961; Isom, I960), они, как правило, не указывают
ошибки этой величины, чем снижают ценность полученных данных. Существуют различные методы
определения средней ошибки и некоторые из них, как, например, метод Беренса и Шлоссера (Behrens a. Schlosser,
1957), основываются на определении этой величины непосредственно из данных эксперимента. Сложность
вычисления по этому методу привела к использованию более простых и быстрых, хотя и менее точных методов
расчета ошибки CL50 по пробитной кривой. При этом исходят из положения, что разность между
концентрациями, определяющими гибель 16 и 84% подопытных животных, равна удвоенному стандартному
отклонению. Если известно число животных, использованных в интервале этих концентраций, то легко
установить ошибку CL50
Из многочисленных методов, основанных на этом принципе, чаще других используют методы Литчфильда
и Фертига (Litchfild, Fertig, 1941) и Миллера и Тейнтера (Miller, Tainter, 1944). В первом ошибку SCL
рассчитывают по формуле:
где 26 = (CL-84) - (CL-16);
N - число животных, использованных между концентрациями CL-84 и CL-16. Расчетная формула Миллера
и Тейнтера сходна с первой:
36
но учитывается число животных, использованных в интервале концентраций, вызывающих гибель 6,7 и
93,3%. Этот метод, видимо, предпочтительнее первого, поскольку учитывает больше опытных данных.
Хотя большинство токсикологов для оценки токсичности вещества используют CL50, следует иметь в виду,
что величина CL50 базируется на определении токсичности вещества для наименее устойчивых 50% животных.
Поэтому заслуживает внимания рекомендация В. М. Карасика (1961) характеризовать токсичность вещества
концентрацией, которая вызывает гибель наибольшего числа животных испытуемой группы, т. е. летальность,
соответствующую моде вариационной кривой. В качестве показателя изменчивости В. М. Карасик предлагает
использовать высоту этой моды, т. е. процент гибели.
Фактически, в некоторых областях частной токсикологии, например, при изучении фунгицидов,
используют не CL50, a CL95 (Хорсфолл, 1948). И хотя величина CL50 предпочтительнее с точки зрения расчета и
незначительного количества используемых животных, величина CL95 дает более определенные результаты.
Следует иметь в виду, что величина CL95 существенно отличается от величины CL100 тем, что она имеет не
абсолютный характер (при уровне значимости, равном 0,95). Это обстоятельство делает величины CL95 и CL05
вполне определенными с точки зрения оценки токсичности вещества в области смертельных концентраций и
сопоставимости экспериментальных данных различных авторов, независимо от количества использованных в
опыте животных.
Зона токсического действия. Наряду с использованием смертельных и пороговых концентраций,
характеризующих степень токсичности вещества для животных, весьма ценным критерием токсичности является
зона токсического действия, которая «...для установления предельно допустимых концентраций... дает больше,
чем какой-либо отдельно взятый показатель токсичности, как, например, смертельная концентрация» (Правдин,
1947). Обычно для расчета зоны токсического действия используют три основных параметра токсичности: CL50,
CL100 и пороговые концентрации. Согласно Н. С. Правдину под зоной токсического действия имеется в виду
диапазон концентраций от пороговых до смертельных (CL100). Другие авторы используют отношение CL50 к
пороговой величине. Хотя использование различных показателей токсичности и создает определенные трудности
с точки зрения количественной оценки зоны токсического действия, однако допустимые концентрации
исследуемого вещества, вычисленные по формуле, учитывающей широту зоны токсического действия, стоят
наиболее близко к экспериментальным величинам.
В литературе по токсикологии рыб мы не обнаружили каких-либо сведений относительно зоны
токсического действия того или иного компонента промышленных сточных вод. Обычно, характеризуя
токсичность вещества для рыб и степень их устойчивости, используют лишь несколько концентраций и
указывают одну из двух величин: CL100 или TLm. Вследствие этого нет никакой информации относительно того,
как нарастает реакция рыб при изменении концентрации яда, а это чрезвычайно важно в практическом
отношении. Для иллюстрации сошлемся на результаты наших опытов, проведенных совместно с Б. А. Флеровым
на двухлетней форели (табл. 14). Действие каждой концентрации фенола испытывалось на 12 рыбах в 300литровых аквариумах. Опыты проводились при температуре воды 12-14° С, содержании кислорода 9,6- 10,2 мг/л,
рН 6,8-7,2.
Таблица 14
Скорость гибели двухлетней форели при ризличных концентрациях фенола
Концентрация
фенола, мг/л
Средняя длина
рыб, см
Средняя
масса, г
Среднее время
жизни, мин
5
7,5
10
12,5
15
25
21,2
21,8
21,9
22,0
20,6
18,8
98
104
95
111
88,1
70,3
162*
129
95
40,4
16
Амплитуда ряда
распределения времени
гибели, мин
120-225
50-240
35-205
15-75
10-30
* Гибель 50 % испытуемых рыб.
Оказалось, что увеличение концентрации фенола всего на 2,5 мг/л (от 5 до 7,5 мг/л) приводит к гибели
50% испытуемых рыб, а последующее увеличение концентрации еще на 2,5 мг/л (до 10 мг/л) вызывает гибель
всех рыб за весьма короткое время - 129 мин. При дальнейшем повышении концентрации фенола с 10 до 15 мг/л
рыба гибнет в 3 раза быстрее.
В токсикологии рыб важно установить величину зоны токсичности применительно к определенной
амплитуде смертельных концентраций. Это позволяет проследить за изменением токсического эффекта при
равномерном повышении концентрации яда. Знание этой закономерности важно для прогнозирования
37
возможности обратимости той или иной интоксикации в случае кратковременного контакта рыб с высокими
концентрациями ядов промышленные сточных вод при аварийных сбросах.
Наши данные (Лукьяненко и Флеров, 1963а), полученные в опытах на 160 карасях-трехлетках, выявили
различную степень нарастания токсического эффекта (время гибели) с увеличением концентрации фенола. Так,
при увеличении концентрации яда с 25 до 50 мг/л время выживания сокращалось в 1,5 раза, а удвоение
концентрации (с 50 до 100 мг/л) привело к сокращению времени выживания в 20,5 раза! Последующее
увеличение концентрации фенола с 200 до 400 мг/л вызвало сокращение времени выживания только в 3,3 раза, а
с 400 до 800 мг/л почти в 9 раз (табл. 15). Гибель рыб при равномерном увеличении концентрации яда с 25 до 800
мг/л ускоряется крайне неравномерно.
Таблица 15
Зависимость скорости летального эффекта от концентрации яда
Концентрация
фенола, мг/л
Средняя длина
рыб, см
Средняя масса
рыб, г
Среднее время
гибели, ч
25
50
100
200
400
800
9,39
8,71
8,95
7,88
8,55
8,74
12,10
11,01
11,37
9,10
9,15
8,53
128,7
82,5
4
43
12,6
1,4
Амплитуда ряда
распределения
времени гибели, ч
20,5 - 171
3 -148
2,5 – 8,5
2 -152
1,75 – 64,5
1,01 – 1,91
В последующих опытах на 150 карасях было установлено, что ускорение гибели подопытных рыб при
равномерном изменении количества токсического агента в области нижних и верхних летальных концентраций
происходит неравномерно (табл. 16).
Таблица 16
Зависимость скорости летального эффекта от концентрации яда
Концентрация
фенола, мг/л
Средняя длина
рыб, см
Средняя масса
рыб, г
Среднее время
гибели, ч
25
50
100
200
400
800
8,8
8,8
8,7
8,8
8,4
8,7
9,2
9,9
9,2
9,7
10,2
9,6
172
52,5
5,5
11,8
26,6
2,0
Амплитуда ряда
распределения
времени гибели, ч
6-240
2,5-137,5
2,5-23,0
2-160
4,0-60,5
1,25-2,25
Скорость развития максимально достижимого эффекта, т. е. время выживания испытуемых рыб,
изменяется по-разному при одинаковом увеличении концентрации яда - в зависимости от области летальных
концентраций. В области нижних летальных концентраций ускорение гибели испытуемых рыб при увеличении
концентрации яда выражено значительно сильнее, чем в области верхних летальных концентраций. Эти факты
еще раз подтверждают необходимость использовать для характеристики степени токсичности того или иного
вещества широкую амплитуду смертельных концентраций с тем, чтобы не только указать величины CL100 или
CL95, но и проследить за динамикой нарастания скорости летального эффекта.
ЗНАЧЕНИЕ ВРЕМЕНИ ДЕЙСТВИЯ ЯДА В ОПРЕДЕЛЕНИИ
ДИНАМИКИ РАЗВИТИЯ И ИСХОДА ТОКСИЧЕСКОГО ЭФФЕКТА
Фактор времени, наряду с концентрацией яда, играет решающую роль в определении степени токсичности
исследуемого вещества. Значение этого фактора определяется не только тем, что он является одним из составных
элементов отношения «концентрация - время», на котором базируется математическая функция, моделирующая
токсический процесс, но и самостоятельным значением при неизменной концентрации ядовитого вещества.
Хорошо известно, что при одной и той же концентрации выраженность и исход токсического процесса меняются
38
в зависимости от времени действия яда на организм. Следовательно, продолжительность наблюдений оказывает
решающее влияние на оценку степени токсичности того или иного вещества.
Фактор времени имеет разное содержание. В случае необходимости определения величины летальной или
пороговой концентрации экспозиция, т. е. время контакта рыбы с ядом, длится до появления интересующего нас
признака (смерть или другая патологическая реакция). Здесь регистрируемый эффект развивается в период
экспозиции и время контакта рыбы с ядом частично или полностью входит во время развития реакции. Однако
нередко регистрируемый эффект развивается не во время экспозиции, а значительно позже. В этом случае между
временем экспозиции и временем наступления токсического эффекта имеется значительный промежуток,
превышающий иногда время экспозиции по длительности в десятки и сотни раз. Этот случай особенно важен в
токсикологии рыб в связи с анализом причин неожиданной массовой гибели рыб в районах, удаленных от мест
сброса промышленных стоков.
Фактор времени приобретает особое значение при определении пороговых и предельно допустимых
концентраций токсического агента. В зависимости от продолжительности опытов результаты исследования
токсичности вещества могут быть положительными или отрицательными.
Абсолютное большинство исследователей ограничивали продолжительность своих наблюдений
несколькими часами, в лучшем случае 1-2 сутками (Schelford, 1917; Ellis, 1937; Southgate, 1948; Bucksteeg et al.,
1955 и многие др.). При изучении острого и сверхострого отравления рыб, т. е. отравления высокими
концентрациями яда, этого времени обычно вполне достаточно, чтобы иметь экспериментальную модель той или
иной интоксикации и решить вопрос о самом факте токсичности данного компонента промышленных сточных
вод и возможности его сброса в водоем без предварительной нейтрализации или снижения концентрации. По
мнению Вивиье (Vivier, 1957), следует строго различать кратковременные загрязнения, продолжительностью 1-2
ч и более длительные (несколько часов, дней, недель и т. д.). В первом случае, так же как и в лабораторных
исследованиях, имеет место кратковременный контактрыб с ядом.
При изучении веществ малой токсичности или выявлении токсического эффекта малых концентраций
продолжительность наблюдений приобретает первостепенный интерес. Практические рекомендации по
биологическому нормированию предельно Допустимых концентраций токсического вещества в этом случае
могут быть даны лишь с учетом данных хронического эксперимента.
В опытах Н. С. Строганова и А. Т. Пожиткова (1941) установлено, что используя в качестве критерия
токсичности меди гибель испытуемых рыб, время контакта с ядом играет ведущую роль в определении величины
летальной концентрации. Так, например, увеличение продолжительности наблюдения до двух месяцев выявляло
смертельное действие меди на карасей уже при концентрации 1 мг/л. Если бы авторы ограничили длительность
опытов восьмью днями, то пороговая летальная концентрация оказалась бы в 6 раз выше (6 мг/л). Аналогичные
результаты были получены и в опытах на уклейке с углекислым аммонием. Продолжительность наблюдений,
ограниченная 24 ч, выявила летальную концентрацию, равную 50 мг/л, по азоту [(NН4)2СО3]. Увеличение
времени контакта рыб с ядом до 15 дней приводило к гибели рыб при концентрации яда в 2 раза меньшей - 24
мг/л.
Значение фактора времени для проявления токсического эффекта малых концентраций вещества
убедительно Показано в опытах с ураном, торием и стронцием (Телитченко, 1958; Телитченко и Левитова, 1959).
По данным М. М. Телитченко, длительное действие небольших концентраций этих радионуклидов на дафний
(Daphnia magna) приводило к гибели или уменьшению потомства и задержке полового созревания. Увеличение
продолжительности опытов с 20- 40 до 400 дней позволило выявить повреждающее действие урана на уклеек
(дегенерация яичников) даже при концентрации 1 мг-ионов/л (эта концентрация в 50-100 раз меньше, чем
вызывающая гибель рыб в течение нескольких недель).
Зависимость величины пороговой летальной концентрации яда для рыб от времени контакта с ядом
подтверждена при испытании токсичности других классов химических соединений, в частности фенолов
(Вернидуб, 1962; Лукьяненко и Флеров, 1963а, б).
В опытах М. Ф. Вернидуб на личинках лосося убедительно показано (рис. 7), что в зависимости от
продолжительности опыта существенно меняется и величина пороговой летальной концентрации: 50 мг/л
нелетучих фенолов вызывает гибель за 4 суток, а 3 мг/л - за 18-20 суток.
39
Рис. 7. Отмирание личинок лосося при развитии
в чистой воде и в воде, содержащей нелетучие фенолы:
а - температура воды в реке; б и в - экспериментальные данные:
1 - контроль, развитие в чистой воде; 2 - развитие в воде из р. Наровы;
3 - в воде, содержащей нелетучие фенолы в концентрации 3 мг/л;
4 - то же, с концентрацией 6 мг/л; 5 - в разбавленной (1 : 1) воде из р. Плюсса, начало опыта 9/V;
6 - то же, начало опыта 17/V; 7 - в неразбавленной воде из р. Плюсса;
8 - в воде, содержащей нелетучие фенолы в концентрации 12 мг/л;
9 - то же, при концентрации 15 мг/л;
10 - то же, при 50 мг/л (по Вернидуб, 1962).
Мы проводили опыты на сеголетках (140 особей) и взрослых карасях. Методические условия были
сходные: температура 13-15°С, кислородное насыщение 5-6,5 мг/л, рН 7,3-7,6, жесткость 9,2-10,6°Нем. Было
также выявлено решающее значение фактора времени в проявлении летального эффекта малых концентраций
фенола. За 96 ч наблюдений концентрация фенола 25 мг/л приводила к развитию лишь некоторых симптомов
фенольной интоксикации без летального исхода. Увеличение продолжительности опытов до 10 суток при этой же
концентрации яда вызвало гибель всех испытуемых рыб. Анализ кривых, представленных на рис. 8 и 9 (25 и 50
мг/л фенола), показывает, что по мере увеличения времени контакта рыб с ядом нарастает сила летального
эффекта, проявляющаяся в постепенном увеличении процента гибели испытуемых рыб. Естественно, первыми
гибнут наименее устойчивые особи. По мере увеличения контакта рыб с ядом нарастает токсический процесс у
более выносливых рыб.
Рис. 8. Динамика гибели карасей в растворе фенола 25 мг/л.
40
Рис. 9. Динамика гибели карасей в растворе фенола 50 мг/л.
Работы, выполненные с инсектицидами, также показали, что с увеличением времени испытания
изменяются представления о степени токсичности этой группы соединений.
Японские исследователи У. Матсуэ, Т. Эндо и К. Табата (Matsue, Endo, Tabata, 1957) в экспериментах с
паратионом на золотых рыбках установили, что при удлинении времени опытов до 30 дней, паратион оказывает
токсическое действие при концентрации в 30 раз более низкой, чем 48-часовая летальная концентрация (CL50). На
основе полученных данных авторы справедливо высказывают сомнение относительно возможности
рекомендовать в качестве допустимой концентрации паратиона для водоемов величину 0,l*CL50, которую в США
часто принимают за безвредную.
Испытание токсичности некоторых гербицидов, в частности 2, 4, 5-трихлорфеноксиуксусной кислоты, 4хлор-2-метилфеноксиуксусной кислоты и других, показало, что продление экспериментов до трех и более недель
вызывает токсические явления и даже гибель подопытных групп без существенного изменения концентрации яда
(Bodenstein, Mtiller-Bastgen, 1960).
В сообщении К. Клинглера (Klingler, 1957) приводятся данные, полученные в опытах с нитритом натрия.
Хотя вещество малотоксично, однако концентрация 50 мг/л вызывает гибель гольянов в среднем за 14 суток (от
34 ч до 23 суток).
Обстоятельное исследование провел итальянский ученый Р. Маркетти (Marchettii, 1960) на карасях,
обработанных различными концентрациями аммиака. Опыты проводились в жесткой воде при температуре 1515,5°С, рН 6,8-7,0. Продолжительность наблюдений - 110 дней. Большинство подопытных рыб погибло в период
от 30 до 40 дней. У них были характерные изъязвления, особенно хорошо выраженные на анальном и хвостовом
плавниках. Гистологический анализ показал, что это форма типичного некроза. Автор считает, что хотя и нельзя
исключить прямого внутреннего действия аммиака, основное действие яда - на защитный слой слизи,
вырабатываемой железами, вследствие чего возможно более легкое проникновение бактерийных и грибковых
возбудителей в организм.
Попутно отметим, что накожная слизь у рыб играет исключительно важную роль в защите организма от
разнообразных повреждающих воздействий.
М. М. Телитченко в опытах с азотнокислым уранилом обнаружил, что основная масса радионуклида
аккумулировалась слизью карпа, затрудняя проникновение уранила диффузно через кожу в организм рыбы.
Накопленные экспериментальные данные, полученные в опытах с различными группами химических
веществ, убедительно свидетельствуют о ведущей роли фактора времени в определении степени токсичности
многих компонентов промышленных вод. Особенное значение длительность опытов приобретает при изучении
малотоксичных соединений, вредное действие которых проявляется только после длительного контакта с рыбой.
В качестве показателя токсичности того или иного соединения и уровня устойчивости рыб используют
время их выживания в токсическом растворе. В ряде работ используют и другие критерии токсичности: 1) время
погружения, необходимое для начала токсического процесса; 2) время развития токсического процесса до
некоторого хорошо заметного уровня (время опрокидывания); 3) минимальное время экспозиции для
наступления токсического процесса (летальное время).
Первый из этих критериев - время погружения - весьма близок по своему содержанию к понятию
«латентный период», т. е. промежутку времени между началом контакта рыбы с ядом и первыми признаками
отравления. В зависимости от природы испытуемого вещества и вида рыб первоначальные признаки отравления
и длительность латентного периода интоксикации различны. Так, например, у большинства видов рыб первые
признаки отравления фенолами: бурная двигательная активность и неориентированное плавание, а у угря и
налима - судорожные подергивания мышц туловища. При испытании токсичности растворов тяжелых металлов в
качестве первых признаков отравления может быть использовано расстройство дыхания. Время погружения или
латентный период весьма различны по абсолютной величине и определяются главным образом механизмами
реализации токсического действия. Яды, оказывающие преимущественное действие на центральную нервную
систему, имеют короткий латентный период, исчисляемый секундами, а те из них, которые оказывают наружное
41
или локальное воздействие на рыб, имеют более длительный латентный период (минуты, часы и даже дни). Этот
критерий может быть использован для характеристики степени чувствительности рыб к яду. Именно поэтому он
мало полезен в качестве показателя степени устойчивости рыб к яду или степени токсичности испытуемого
вещества.
Второй критерий определяет время наступления одного из наиболее показательных признаков отравления.
Чаще всего в качестве такого признака используют потерю рефлекса равновесия, т. е. «время опрокидывания»,
именуемое также «временем проявления» (manifestation time). Согласно К. Вурману и X. Вокеру (1948) под
временем проявления имеется в виду время, в течение которого рыба теряет способность движения и может
долго удерживать равновесие в проточной воде. Широкое использование этого критерия для оценки токсичности
вещества встречает затруднения. Прежде всего, в случае испытания токсичности веществ, не влияющих на
нервную систему (большинство солей тяжелых металлов, щелочи, неорганические кислоты), потеря рефлекса
равновесия наступает обычно незадолго до гибели. Кроме того, при действии на рыб других веществ, например
цианидов, в качестве наиболее характерных признаков отравления может быть использовано изменение
интенсивности потребления кислорода.
Даже имея дело с ядами, вызывающими потерю рефлекса равновесия, едва ли имеет смысл использовать в
качестве критерия токсичности время проявления. Опыты показывают, что при изучении токсичности ядов
фенольного ряда для различных видов рыб в растворах от 10 до 50 мг/л (в зависимости от вида) наблюдается
волнообразное течение интоксикации, при котором периоды потери рефлекса равновесия и полного
обездвижения чередуются с появлением кратковременной способности к импульсивным перемещениям в
боковом положении. Эти наблюдения в первую очередь относятся к резистентным видам рыб, среди которых
следует назвать карася. Но даже в краткосрочных опытах (Лукьяненко и Флеров, 1965) по острому отравлению
малоустойчивых видов рыб (форель, окунь) время проявления весьма вариабильно, что не дает возможности с
достоверностью судить о степени устойчивости рыб или степени токсичности вещества. Этот критерий,
ограничивая длительность наблюдений несколькими часами, не позволяет уловить качественные и
количественные особенности протекания токсического процесса при изменении концентрации ядовитого
вещества.
Имеются и другие серьезные препятствия для использования этого критерия. Во-первых, нет никаких
сведений относительно характера связи между временем проявления и временем гибели рыб результаты наших
опытов, полученные на большом количестве испытуемых рыб, показывают, что при значительном, иногда
десятикратном увеличении или уменьшении концентрации яда в растворе время проявления претерпевает
незначительное редко превышающее двукратное изменение. При этом, соотношение между временем проявления
и времени гибели испытуемых рыб оказывается различным как при разных концентрациях токсического
вещества, так и при разных веществах даже в опытах на одном виде рыб. Во-вторых, при равном времени
проявления время гибели весьма заметно колеблется для разных видов рыб. Поэтому можно считать, что в
практическом отношении использование критерия время проявления при оценке токсичности вещества мало
оправдано.
Третий критерий - «летальное время» определяется на основе измерения времени экспозиции,
приводящего к развитию полностью или частично необратимого отравления. Этот критерий токсичности важен в
тех случаях, когда перед исследователем стоит необходимость изучения спорадических загрязнений водоема.
Вместе с тем токсикологическое содержание критерия летальное время не вполне ясно. В статье Вурмана и
Вокера, посвященной изучению токсичности аммония и цианидов, авторы делят период погружения рыбы в
токсический раствор (до смерти) на два этапа: первый этап (латентный) включает в себя период нахождения
рыбы в токсическом растворе до потери обратимости; второй этап (летальный) характеризуется периодом
необратимого отравления. Такое деление представляет определенный интерес в плане оценки обратимости
токсического процесса, однако оно не позволяет характеризовать качественный состав симптомокомплекса
отравления, фазность его течения и не дает оснований для суждений о степени резистентности испытуемых рыб.
Неудачно обозначение первого этапа «латентным», так как обратимость токсического процесса возможна при
весьма глубоких и явных признаках отравления, которые нельзя назвать скрытыми. По-видимому, этот вопрос
нуждается в дальнейшей экспериментальной доработке и подборе соответствующей терминологии.
Четвертый критерий - «время выживания» (survival time) представляет собой время, необходимое для
развития смертельного отравления. Нам представляется, что время гибели является одним из наиболее
полноценных критериев токсичности различных веществ и динамики изменения токсичности в зависимости от
концентрации вещества в опытах с острым отравлением.
Столь дифференцированный учет всех этапов развития токсического процесса во времени позволяет не
только наиболее полно и точно характеризовать границы токсичности того или иного компонента промышленных
сточных вод для рыб, но и точно измерить латентный период, скорость развития и время гибели испытуемых
рыб. В современных работах по токсикологии рыб используют только один или два из рассмотренных критериев
токсичности вещества, что весьма затрудняет сопоставление данных, полученных в разных лабораториях.
Успешная разработка многих вопросов токсикологии рыб, связанных с определением степени токсичности
различных компонентов промышленных сточных вод, требует унификации используемых критериев для
42
сопоставимости литературных сведений и координации научно-исследовательских работ по этой тематике.
Рис. 10. Динамика гибели карасей в растворе фенола 100 мг/л.
Определенный интерес в этом плане может представить «среднее время гибели», подобно тому, как при
изучении фармакологической активности соединений используется «среднее эффективное время». Время гибели
при неизменной концентрации яда дает широко рассеянный вариационный ряд. Распределение частот в таком
ряду хотя и приближается к нормальному, однако нередко существенно отклоняется от него.
Если по оси ординат откладывать процент гибели рыб, а по оси абсцисс промежутки времени, в течение
которого наступает летальный эффект, то получается кривая зависимости между временем и процентом
погибших животных, которая получила название кривой «время-действие» (time-action). Часто она имеет Sобразную форму (как и кривая «концентрация-действие»), подобную той, которую мы получили в опытах с
фенолом на карасях (рис. 10). Нередко эти кривые бывают и другой формы (рис. 11).
Рис. 11. Динамика гибели карасей в растворе фенола 200 мг/л
Способы выпрямления S-образной кривой уже были нами изложены, один из них основан на том, что по
оси абсцисс вместо времени откладывают его логарифмы, а по оси ординат вместо процента погибших
животных - соответствующие пробиты.
Иногда зависимость время - действие имеет форму прямой " (рис. 12). "
Рис. 12. Динамика гибели сегодлеток карася в растворе фенола 50 мг/л
43
Имеется несколько методов (Bliss, 1935; Litchfild, 1949), котоые могут быть применены для исследования
выпрямленных прямых и определения среднего летального времени (LT50), а также стандартной ошибки этого
показателя. Обычно на графике находят точки, соответствующие LT16, LT50 и LT84 (т. е. время гибели 16, 50 и 84%
испытуемых животных). Величину стандартной ошибки в этом случае определяют либо по графику (функция
наклона прямой), либо по формуле:
ХАРАКТЕР ЗАВИСИМОСТИ «КОНЦЕНТРАЦИЯ-ВРЕМЯ»
И НЕКОТОРЫЕ КОЛИЧЕСТВЕННЫЕ ВОПРОСЫ ТОКСИКОЛОГИИ РЫБ
Зависимость «концентрации-время» (concentration-action) приобрела в токсикологии рыб особое значение.
Еще в 1917 г., обстоятельно изучив характер зависимости между концентрацией вещества (соли, кислоты,
наркотики) и временем выживания, Е. Пауэре (Powers) в опытах на золотой рыбке установил, что выше
определенной области концентраций время выживания испытуемых рыб обратно концентрации и предложил
формулу:
(С – a) t = K
где
С – концентрация;
а - теоретический порог;
t - время выживания;
К – постоянная
При нижних концентрациях, однако, измеряемое время выживания короче, чем это следует из уравнения, а
при высоких больше, чем теоретическая величина. Если составить график, в котором концентрация
откладывается по оси абсцисс, а время выживания по оси ординат, то при интерполяции экспериментальных
данных кривая приобретает более или менее сигмоидную форму и лишь средняя ее часть будет прямой (рис. 13).
Если продолжить эту прямую до пересечения с осью абсцисс, то точку пересечения условно можно назвать
«теоретическим порогом токсичности».
Рис. 13. Отношение между времением выживания и концентрацией:
а – теоретический порог токсичности (по Powers, 1917)
Подтверждение выводов Е. Пауэрса было дано в работах Александера, Б. Соусгейта и Р. Базинделя
(Alexander, Southgate, Bassindale, 1935) и в более поздних сообщениях К. Вурмана и X. Вокера (1950), Д.
Херберта и Д. Меркенса (1952). Александер и др. (1935) на основании опытов с цианистым калием, проведенных
на радужной форели, построили график, который сходен с графиком Пауэрса. В работе К. Вурмана и X. Вокера
(1950) описываются результаты опытов, цель которых установить зависимость между концентрацией фенола и
временем гибели различных видов рыб (форель, окунь, гольян). При количественной оценке полученных данных
авторы в качестве исходной использовали формулу:
Cnt = K,
44
где
С - концентрация яда;
t - время гибели;
n и К. - константы.
Полученные экспериментальные данные не совпадали с расчетными, вычисленными по этой формуле,
поскольку фенол (равно как и другие яды) имеет пороговую концентрацию, ниже которой токсический эффект не
проявляется, и минимальное время отравления даже при больших концентрациях. В связи с этим функция Сnt=K
представляющая гиперболу с равноугольными асимптотами, претерпевала некоторые изменения, если
учитывалась Cs (пороговая концентрация) и минимальное время токсического эффекта - Ts. С учетом этих
поправок формула приобретала следующий вид:
(Тm – Ts) (C – Cs)n = K.
При логарифмировании и перестановке получаем
lg (Tm – Ts) = K – n lg(C – Cs)
Иными словами, авторы получили уравнение прямой. График, построенный путем нанесения логарифмов
отдельных токсических концентраций (уменьшенных на пороговую концентрацию) и логарифмов времени
проявления (уменьшенных на минимальное время реакции), соответствует графику, в основу которого положены
экспериментально найденные величины.
В сообщении Д. Херберт.а и Д. Меркенса (1952) по токсичности цианидов для ручьевой форели
указывалось, что получена сигмоидная кривая, аналогичная описанной Е. Па-уэрсом. Только вместо обратной
величины индивидуальных периодов выживания применялась обратная величина среднего периода выживания.
Авторы сопоставили графики, полученные при нанесении логарифмов времени выживания и обратных величин
времени выживания, и пришли к выводу, что логарифмическое преобразование имеет явное преимущество. В
своей работе Д- Херберт и Д. Меркенс приводят график (рис. 14), где средние периоды выживания при различных
концентрациях цианида (в мг/л) нанесены в логарифмическом масштабе. Для определения среднего времени
выживания они использовали не обычную статистическую среднюю, а среднее геометрическое из периодов
выживания при каждой концентрации яда, найденное по формуле
M. S. T. = antilog (lg T / N) ,
где
М. S. T. (medial survival time) – среднее время выживания;
Т – время выживания каждой рыбы;
N - число испытуемых рыб
Рис 14. Отношение между концентрацией цианидов и временем выживания
радужной форели при температуре 17,5°С
По оси абсцисс – концентрация CN, мг/л;
45
по оси ординат – время опрокидывания (логорифмическая шкала)
(по Herbert, Merkens, 1952)
В этом случае прямолинейная часть кривой, как и в опытах К. Вурмана и Х. Вокера (1950), могла быть
представлена уравнением
Сnt=K
В приведенных работах авторы имели дело с каким-то одним ядом, химическая природа которого
известна. Гораждо сложнее рассчитывать токсичность различных комбинаций ядов, встречающихся в сточных
водах. Д. Олдердайс и Д. Бретт (Alderdice, Brett, 1957) опубликовали результаты своих наблюдений по
токсичности отходов целлюлозного производства для молоди лосося и вывели специальный гиперболический
эквивалент для прямой линии:
U = a + βV,
где
U – обратная величина средних периодов выживания;
V – обратная величиная концентрации сточного материала.
Асимптота β/а дает оценку концентрации сточного материала, безопасную при различных
продолжительностях воздействия. Д. Херберт и др. (Herbert a. Al., 1957) изучал токсичность домашних моющих
средств для радужной форели. При нанесении на график логарифмов концентрации моющих средств против
логарифмов средних периодов выживания была получена прямая линия, выраженная уравнением:
lg T = K – n lg C,
где
Т – геометрическая средняя периода выживания;
С – концентрация активного материала, мг/л
К = 4,93;
n = 3,71.
Хотя S-образность кривых «концепция – время» встречается довольно часто, тем не менее
экспереминтальные данные не всегда интерполируются с кривой этого типа. Имеется ряд веществ (кофеин,
пиридин, нитрит натрияб хлорид магния и т.д.), для которых интерполяция эксперементальных данных с
сигмаидной кривой мало оправдана, особенно в области токсичности высоких концентраций (на изгибе
сигмоиды). К. Карпентер (Carpenter, 1927) выявил отличие кривой, характеризующей форму зависимости
времени гибели испытуемых рыб от концентрации ряда тяжелых металлов, при сопоставлении её с кривой
Пауэрса. В этих опятах время выживания (t) было свзано с концентрацией (С) уравнением:
(1/t) lg (1/C) = K,
где
К – постоянная.
Д. Джонс (Jones, 1939, 1957) показал, что и для солей серебра, птути, кадмия, никеля, кобальта, соляной
кислоты кривые, иллюстрирующие зависимость «концентрация-время» мало похожи на сигмоидные кривые. Г.
Гриндлей (Grindley, 1946) обнаружил, что отношение «концентрация-время опрокидывания» для гольяна,
помещенного в раствор мышьяковистого натрия, динитрофената натрия или пикрита натрия, было линейным
только в определенной области высокотоксичных концентраций. Сходные результаты были отмечены и в опытах
на радужной форели при испытании токсичности хромата и бихромата калия.
Изучая характер зависимости между концентрацией фенола и временем гибели карасей, мы получили
кривую, существенно отличающуюся от S-ооразной кривой Пауэрса (рис. 15). Можно считать, что форма кривых
«концентрация - время» весьма вариабильна для различных ядов и в известной мере зависит от механизма их
действия на организм. Время выживания рыб в токсических растворах, вероятно, определяется механизмом
действия ядов и большим разнообразием других факторов. Поэтому следует с известной осторожностью
оценивать первые попытки определять токсичность неиспытанных концентраций исходя из предположения о
математическом характере связи «концентрация-время». Графический метод оценки токсичности неизученных
концентраций, предложенный Пауэрсом, путем продолжения прямой части S-образной кривой до абсциссы, на
которой нанесены концентрации яда, также встречает ряд затруднений. Опытами Д. Джонса (1939) показана
опасность определения поооговых коннентраций только на прямолинейной части кривой и экстраполяцией этих
данных за пределы, в которых имеет место прямолинейное отношение. Он обнаружил, что выше области
концентраций 0,04-0.0015N токсичность раствора азотнокислой меди [Сu(NО3)2] для головастика жабы
46
возрастала с разведением. При нижних концентрациях время выживания удлинялось и было одинаковым при
0,0003 и 0.04N. К сожалению, автор не указывает статистическую проверку достоверности опытных данных.
Рис. 15. Отношение между временем выживания и концентрацией яда.
По оси абсцисс - концентрация яда (в мг/л), логарифмическая шкала;
по оси ординат - среднее время выживания рыб, ч;
1- теоретически ожидаемая кривая; 2 - опытная кривая.
В наших опытах по определению токсичности фенола для рыб установлено, что в области концентраций
800-200 мг/л время гибели возрастало с разведением, но при дальнейшем разведении (200- 100 мг/л) токсичность
резко возрасла и в растворе фенола 100 мг/л караси жили значительно меньше времени, чем в растворе 200 мг/л
(см. рис. 15). Статистическая обработка результатов по методу Вилкоксона выявила достоверность
обнаруженных различий в токсичности сопоставляемых концентраций фенола. В последующем это наблюдение
подтвердилось и в опытах с другими видами рыб, более низкие концентрации яда обладали более высокой
токсичностью (судя по времени выживания). Следовательно, время выживания испытуемых рыб не всегда
возрастает с увеличением разведения. Из наших данных следует также, что скорость снижения токсичности при
разведении изменяется весьма неравномерно.
Изучая зависимость токсического эффекта от концентрации яда и времени его действия, Е. А. Веселов
(1965) пришел к выводу, что для расчета токсичности неиспытанных концентраций (по времени гибели) может
быть использована формула Габера:
W = Ct,
где
W - токсический эффект;
С - концентрация яда;
t - время действия яда.
Величина произведения Ct получила название «токсического коэффициента».
Е. А. Веселов считает, что эта формула в ряде случаев применима при обработке данных, полученных на
рыбах, но делает оговорку, что произведение Ct сохраняет относительное постоянство только в одной зоне
концентраций (летальная или сублетальная). В пределах одной зоны, в случае известной величины W,
W можно рассчитать время гибели t = W / С для веществ с быстрым токсическим эффектом, в качестве
которых автор указывает на сернокислую медь и фенол.
Формула Габера, широко применявшаяся ранее, в последние годы редко используется, поскольку даже в
пределах одной концентрации в опытах с такими веществами, как гексан, толуол, бензол и др.,
характеризующимися замедленным токсическим эффектом, величина W значительно колеблется. Использование
формулы Габера для расчета токсичности неиспытанных концентраций только в какой-либо одной узкой зоне и
притом в случае, если вещество характеризуется быстрым токсическим действием, в значительной мере
обесценивает ее практическую значимость. В лаборатории В. М. Карасика (1944) в опытах на мышах было
установлено, что при одном и том же времени воздействия фосгена, концентрации, вызывающие гибель
отдельных животных, различаются в 4 раза, а в опытах с дифосгеном на кошках амплитуда этих колебаний
оказалась равной 6,81. Поэтому В. М. Карасик, вслед за Н. В. Лазаревым (1938), ставит под сомнение
возможность широкого использования формулы Габера для количественной интерпретации отношений между
47
концентрацией яда, временем его действия и токсическим эффектом.
В нашей лаборатории, в опытах на различных видах рыб, показано, что фактор индивидуальной
устойчивости играет еще большую роль в определении величины W, чем у теплокровных. Даже в пределах одной
зоны летальных концентраций фенола произведение Ct под влиянием индвидуальных колебаний устойчивости
рыб к яду может меняться в 5-9 раз, поэтому едва ли формула Габера может быть достаточно эффективна «для
более точного определения предельно допустимых концентраций ядовитых компонентов промышленных
сточных вод».
Установление предельно допустимых и особенно пороговых концентраций промышленных сточных вод задача весьма сложная. Трудно предполагать, что время выживания всегда будет увеличиваться при разведении, а
токсичность - уменьшаться. Необходима дальнейшая экспериментальная разработка этого важнейшего вопроса.
При рассмотрении количественных вопросов токсикологии рыб необходимо обратить внимание на
математическую обработку экспериментальных данных, чтобы обеспечить объективную оценку и удобство
сопоставления многочисленной информации. Применение статистических методов оценки полученных данных в
токсикологии рыб все еще не нашло должного распространения. В настоящее время имеются единичные
сообщения (Grindley, 1946; Wuhrmann, Woker, 1950; Trama, 1956), в которых авторы, характеризуя токсичность
вещества или степень устойчивости рыб, используют, помимо средней величины, некоторые другие параметры
вариационного ряда.
Между тем сама по себе средняя арифметическая имеет ограниченную ценность, поскольку не дает
представления о вариабиль-ности учитываемого признака. Кроме того, она в большой мере зависит от
особенностей распределения на концах ряда, где частоты бывают наименее надежны и точны. В связи с этим
нередко, наряду с определением средней арфиметической
М = Σх / n,
где Σх - сумма отдельных вариант; n - число наблюдений, указывают также центральную варианту ряда медиану (Me) и наиболее частую варианту - моду (Мо). Сопоставление медианы и моды со средней
арифметической позволяет также составить представление о степени симметрии распределения членов данного
вариационного ряда - в случае совпадения этих трех величин имеют дело с нормальным распределением.
Поскольку главной особенностью любой выборочной совокупности является наличие вариации между ее
членами, возникает необходимость измерения степени этой изменчивости. Нередко с этой целью указывают
амплитуду ряда распределения - разность между наименьшей и наибольшей величинами, получивших название
лимитов ряда. Сопоставление лимитов ряда не полностью характеризует степень изменчивости внутри
вариационного ряда. Поэтому для определения характера и степени вариации или рассеивания используют
среднее квадратическое (стандартное отклонение)
и дисперсию
Σх2 - сумма квадратов отдельных измерений;
n - число наблюдений;
М - средняя арифметическая.
Строго говоря, среднеквадратическое отклонение (δ) характеризует амплитуду колебаний средней
арифметической, представляя абсолютную величину от средней арифметической. При сопоставлении степени
вариации отдельных рядов распределения времени гибели (или другого показателя), измеренных в разных
единицах, удобнее использовать коэффициент вариации (υ), показывающий, какую долю средней
арифметической составляет среднеквадратическое отклонение. Коэффициент вариации рассчитывается по
формуле:
где
Основные показатели изменчивости величин, составляющих ряд распределения (δ и υ) такие же важные
параметры, как и средние величины. Без использования этих показателей,- оперируя лишь средними, можно
48
сделать ошибочное заключение о степени токсичности двух исследуемых веществ.
Таким образом, для описания ряда распределения полученных данных необходимо учитывать не только
среднюю арифметическую, медиану и моду, но и распределение частот и их вариабильность, оцениваемую
средним квадратическим отклонением и коэффициентом вариации.
Обычно исследователь имеет в своем распоряжении экспериментальные данные, полученные на
ограниченном количестве испытуемых рыб, представляющие случайные малые выборки, относящиеся к
обширному ряду, именуемому генеральной совокупностью. Поэтому необходима экстраполяция результатов,
полученных в выборочной совокупности. Опыты показывают, что точность выборочной средней определяется
объемом выборки и степенью вариабильности регистрируемой величины. Однако точность выборочной средней
изменяется прямо пропорционально не объему выборки, а квадратному корню из этого объема, т. е. если объем
выборки увеличился в 100 раз, точность средней возрастает в 10 раз. Это обстоятельство следует иметь в виду
при определении числа испытуемых рыб в токсикологических опытах для того, чтобы выявить эффективную
концентрацию яда и среднее время токсического эффекта (Вурман и Вокер, 1950).
Критерием точности средней арифметической служит средняя ошибка (mм) средней арифметической
представляющая частное от деления среднего квадратического отклонения от выборочной средней на
квадратный корень из числа наблюдений в выборке.
Один из наиболее важных моментов при статистической обработке экспериментальных данных определение достоверности различия между сравниваемыми величинами. Оно необходимо при характеристике
относительной токсичности различных компонентов промышленных сточных вод, а также при оценке роли
факторов водной среды в изменении этой токсичности. Оценка достоверности выявленных различий имеет
первостепенное значение при описании экологических, видовых и возрастных особенностей устойчивости рыб к
ядам.
Существует несколько способов определения достоверности различия. Согласно одному из них различие
считается достоверным, если
Другой спосов основан на использовании так называемого критерия t.
где
М1 и М2 – сравнимые средние арифметические;
- суммы квадратов отклонений членов вариации ряда от их средних
арифметических;
n1 и n2 – количество наблюдений.
Полученную велицину t сопоставляют со значением t, которое указано в строке с определенным
количеством животных, вычисленном по формуле
F = n1 + n2 - 2
по специальной таблице (Weber, 1957)
Если число испытуемых животных в двух сопоставляемых сериях опытов одинаково, т.е. n1 = n2,
величина t может быть установлена по более простой формуле:
В некоторых случаях (Wuhrmann, Woker, 1950; Herbert, Mer-kens, 1952) опытным путем удавалось
показать, что распределение частот времени проявления или времени опрокидывания соответствует нормальной
кривой, однако чаще в работах по токсикологии рыб нормальное распределение лишь предполагается без
49
достаточных экспериментальных данных. Поэтому в тех случаях, когда характер распределения полученных
экспериментальных данных неизвестен, предпочтительнее использовать в качестве показателя достоверности
различия двух рядов распределения непарамётрйчёский критерий Вилкоксона, основанный на числе инверсий.
Для каждой пары рядов распределения вычисляют математическое ожидание (М) числа инверсий (u):
где m и n - число наблюдений в каждом ряду, и среднее квадратическое
Приняв уровень значимости критерия q=5%, рассчитывают область больших по абсолютной величине
отклонений:
и определяют положение полученного значения числа инверсий относительно этой области.
Важное преимущество непараметрического критерия Вилкоксона состоит в том, что он применим при
обработке экспериментальных данных как соответствующих нормальному распределению, так и отклоняющихся
от него.
АДАПТАЦИЯ РЫБ К ЯДАМ. КУМУЛЯЦИОННЫЙ ЭФФЕКТ
Изучение адаптации рыб к ядам промышленных сточных вод представляет исключительный
теоретический и практический интерес в связи с хроническим действием малых концентраций токсических
веществ в большинстве водоемов.
Адаптацией называют приспособление организма к какому-либо стрессирующему фактору внешней
среды. На первый план здесь выступает необходимость сохранения физиологической нормы, лежащей в основе
биологической нормы - сохранения вида в целом.
Глубина повреждения и выраженность сдвигов со стороны различных функциональных систем организма
под влиянием ядов промышленных сточных вод зависит от концентрации и природы яда. Патологические
изменения, не затронувшие основные функции, могут иметь временный характер и не обязательно приведут
рыбу к гибели, хотя при этом она может лишиться хозяйственной ценности (например, порча вкуса или запаха,
угнетение роста и т. д.). Отсюда понятна необходимость исследования потенциальных возможностей адаптации
рыб к ядам для прогноза результатов длительного контакта рыб с субтоксическими концентрациями ядов в
водоеме.
У насекомых и клещей, например, довольно быстро возникает адаптация к органическим ядам, что
затрудняет борьбу с вредными видами этих организмов.
В работах Н. С. Строганова и Л. В. Колосовой (1962), а также Н. С. Строганова (1964) представлены
результаты опытов, направленные на выявление возможности адаптации Daphnia magna к гексахлорбутадиенту
(ГХБ). На первом этапе контакта дафний с ядом численность потомства в растворах ГХБ 0,015-0,5 мг/л
уменьшалась, но численность последующих 3-4 генераций дафний достигла контрольного уровня. Механизм
этого феномена остается пока неясным, идет ли речь об отборе устойчивых к ГХБ (равно как и к любому другому
яду) особей или имеет место истинная адаптация дафний к яду.
В опытах Н. С. Строганова, проведенных совместно с Т. Е. Шошиной, установлено, что адаптация дафний
к цинку и кадмию так и не наступила в течение трех генераций, на протяжении которых , снижение численности
особей нарастало.
Адаптацию рыб к ядам изучали редко, имеются буквально единичные сообщения по этому поводу. В
опытах Д. Гудмана (Goodman, 1951) и Р. Аффлека (Affleck, 1952) с цинком, а Р. Паули (Paul, 1952) с медью было
отмечено, что предварительный контакт рыб с этими ядами может оказать влияние на время выживания рыб в
токсических растворах, заметно повысив его.
По свидетельству М. М. Телитченко, рыбы, не погибшие в растворах той или иной концентрации
стронция, урана или тория, могут длительное время находиться в растворах этих веществ при концентрациях в
десятки раз превышающих исходные.
Обнаружено, что устойчивость рыб к некоторым дезинфикато-рам увеличивается по мере нахождения в
50
растворах с несмертельными концентрациями. Если в начале опыта рыбы погибали при концентрации яда 5 мг/л,
то в последующем они выдерживали от 9 до 36 мг/л (Le CLerc a. Devlamius, 1952; Degens et al., 1950). Букштейг и
др. (1950) в опытах на окунях с фенолом обнаружили, что постепенное повышение концентрации яда с 6 до 13
мг/л на протяжении 7 дней приводило к некоторому повышению устойчивости окуней к концентрации фенола 18
мг/л. Время проявления токсического эффекта при этой концентрации фенола было в среднем 69 мин, что в 3,5
раза больше, чем у неадаптированных рыб (19,2 мин).
Учитывая большое значение рассматриваемого вопроса, мы предприняли специальную серию работ. Было
поставлено пять серий опытов на карасях 2-3-летнего возраста весной 1964 г. Опыты проводились в принятых
для нашей лаборатории стандартных условиях: температура 15° С, содержание кислорода 7-5 мг/л, рН 7,1-7,4,
жесткость 10° Нем. До проведения основных опытов рыбы находились в больших 300-литровых плексигласовых
аквариумах с заданной концентрацией фенола (1 или 5 мг/л). Контрольные караси содержались в чистой воде в
таких же аквариумах. Через некоторое время определяли устойчивость подопытных и контрольных карасей к
различным концентрациям фенола. Основные опыты проводили в 20-литровых аквариумах. Показателями
устойчивости карасей к фенолу были время и процент гибели рыб в растворах 50, 100 и 200 мг/л (по 10 рыб в
каждом).
В первой серии опытов этого цикла выявлено, что нахождение рыб на протяжении 15 дней в растворе 1
мг/л фенола не оказывало заметного влияния на их устойчивость к высоким концентрациям фенола. Результаты
этих опытов представлены в табл. 17. Оказалось, что время гибели подопытных и контрольных рыб мало
различаются между собой, т. е. не удалось выявить адаптационный эффект.
Таблица 17
Устойчивость карасей к фенолу после 15-дневного контакта
с подпороговой концентрацией фенола (/ мг/л)
Группа рыб
Контрольные
Подопытные
Концентрация
фенола, мг/л
50
100
200
50
100
200
Средняя
длина рыб,
см.
8,2
8,4
8,3
8,4
8,6
8,4
Средняя,
масса рыб, г
9,4
10,3
9,9
10,1
10,5
10,4
Средняя
продолжительность
жизни, ч-мин
8-48
3-54
3-50
6-36
3-42
5-36
Амплитуда
продолжительности
жизни, ч-мин
2-25 ÷ 25-20
1-30 ÷ 6-50
2-30 ÷ 6-30
3-00 ÷18-00
2-35 ÷ 6-45
2-30 ÷ 18
Во второй серии опытов концентрация фенола была увеличена с 1 до 5 мг/л, но время контакта рыб с ядом,
несколько сократилось: с 15 до 10 дней. Как и в прежних опытах, выявить адаптацию рыб к фенолу не удалось
(табл. 18).
Таблица 18
Устойчивость карасей к фенолу после 10-дневного контакта
с подпороговой концентрацией яда (5 мг/л)
Группа рыб
Контрольные
Подопытные
Концентрация
фенола, мг/л
50
100
200
50
100
200
Средняя
длина рыб,
см.
8,6
8,2
8,1
8,5
8,3
8,6
Средняя,
масса рыб, г
10,8
9,6
9,2
10,2
9,85
10,6
Средняя
продолжительность
жизни, ч-мин
10-12
4-48
4-37
9-28
4-16
5-15
Амплитуда
продолжительности
жизни, ч-мин
1-50 ÷ 28-00
3-15 ÷ 7-50
1-30 ÷ 7-40
6-05 ÷ 13-50
1-35 ÷ 6-00
0-55 ÷ 13-50
Учитывая негативные результаты двух первых серий опытов, в третьей серии период предварительного
контакта рыб с фенолом двух концентраций 1 и 5 мг/л был продлен до 25 дней. При этом была обнаружена
адаптация. В качестве тестирующей концентрации яда использовали раствор фенола 100 мг/л. Оказалось, что при
средней продолжительности жизни контрольных карасей 3 ч 37 мин подопытные рыбы погибли через 9 ч 14 мин
(при выдерживании в растворе 1 мг/л) и через 7 ч 20 мин (при выдерживании в растворе 5 мг/л), т. е.
51
устойчивость к высоким концентрациям яда увеличилась более чем в два раза.
В четвертой и пятой сериях опытов подопытных карасей выдерживали предварительно в растворе фенола
1 мг/л в течение 45 дней. Оказалось (табл. 19), что рыбы выдержанные в низких концентрациях яда, были более
устойчивыми к действию остротоксических концентраций.
Таблица 19
Устойчивость карасей к фенолу после 45-дневного контакта
с подпороговой концентрацией яда (/ мг/л)
Группа рыб
Контрольные
Подопытные
Концентрация
фенола, мг/л
50
100
200
50
100
200
Средняя
длина рыб,
см.
8,6
8,8
8,7
8,9
8,3
-
Средняя,
масса рыб, г
10,4
11,0
10,9
11,3
9,7
-
Средняя
продолжительность
жизни, ч-мин
7-40(60%)
4-42
3-36
12-00(30%)
7-30(50%)
-
Амплитуда
продолжительности
жизни, ч
4-14
3-7
3-5
7-17
3-17
-
Следует оговорить исход опытов с концентрацией фенола 200 мг/л. Из семи подопытных рыб за 24 ч
наблюдений погибла только одна рыба, а шесть выжили. В последующие 24 ч при перенесении рыб в чистую
воду у двух восстановился рефлекс равновесия. В растворах фенола 50 и 100 мг/л среди подопытных рыб
погибло 30 и 50% (соответственно).
В пятой серии опытов, поставленной на карасях, выдержанных предварительно в растворе фенола 5 мг/л в
течение 40 дней, у адаптированных рыб менялось не только время гибели в растворах с концентрациями фенола
50, 100 и 200 мг/л, но и процент гибели (табл. 20).
Таблица 20
Устойчивость карасей к фенолу после 40-дневного контакта
с подпороговой концентрацией яда (5 мг/л)
Группа рыб
Контрольные
Подопытные
Концентрация
фенола, мг/л
50
100
200
50
100
200
Средняя
длина рыб,
см.
9,3
9,1
8,9
9,1
9,0
9,2
Средняя,
масса рыб, г
12,0
11,2
10,8
11,3
10,9
11,7
Средняя
Амплитуда
продолжительность продолжительности
жизни, ч-мин
жизни, ч-мин
9-15(50%)
1-10 ÷ 16-00
5-24
1-05 ÷ 12-30
6-30(70%)
3-50 ÷ 9-30
Все выжили, кроме одной рыбы
7-20(30%)
3-50 ÷ 12-40
16-00(30%)
-
В растворах со всеми испытуемыми концентрациями фенола гибла лишь часть адаптированных рыб,
контрольных рыб гибло значительно больше. Важным дополнительным свидетельством адаптации карасей к
фенолу служат результаты опытов, направленные, на определение степени обратимости отравленных
подопытных рыб. Так, из девяти выживших карасей, находившихся 24 ч в растворе с концентрацией фенола 50
мг/л, после перенесения в чистую воду у восьми полностью восстановился рефлекс равновесия (88% против 52%
в контроле). Из семи выживших карасей, находившихся 24 ч в растворе с концентрацией фенола 100 мг/л,
восстановление рефлекса равновесия было отмечено в пяти случаях, т. е. у 70% рыб. Сходные результаты
получены и в опытах с концентрацией фенола 200 мг/л, где восстановление рефлекса равновесия также
достигало 70%.
При сопоставлении результатов четвертой и пятой серий опытов, в которых время адаптации рыб к яду
было примерно одинаковым (40 и 45 дней), но существенно отличались подпороговые концентрации вещества (1
и 5 мг/л), адаптационный эффект оказался более выраженным при концентрации 5 мг/л. Следовательно,
интенсивность воздействия подпороговой концентрации токсического агента имеет важное значение в
перестройке организма и мобилизации защитных механизмов, определяющих повышение устойчивости рыб к
яду. В двух последних сериях опытов вполне наглядно зыявилось значение концентрации яда в определении
выраженности адаптационного эффекта. Анализ данных, полученных в трех первых сериях опытов, показывает,
52
что время контакта рыб с подпороговой концентрацией токсического агента также играет важную роль в
приобретении организмом устойчивости к высоким концентрациям вещества. Стало быть, феномен адаптации
рыб к ядам, его выраженность определяется двумя переменными: временем контакта и концентрацией яда. Чем
выше подпороговая концентрация яда, тем короче время развития адаптации, и, наоборот, чем длительнее время
контакта, тем меньшая концентрация способна вызвать адаптационную перестройку.
Но сколь длителен и постоянен активно вызванный адаптационный эффект? Приводит ли длительный
контакт рыб с подпороговой концентрацией яда к постепенному подъему устойчивости организма и
последующему отбору рыб на устойчивость к яду или же отмеченный феномен представляет собой всего лишь
фазу резистентности общего адаптационного синдрома (ОАС), рассмотренного выше? Для решения этого
принципиального вопроса была поставлена специальная серия опытов.
После 60 дней контакта рыб с подпороговой концентрацией фенола 5 мг/л карасей помещали в раствор с
высокими концентрациями фенола. Устойчивость рыб к фенолу (табл. 21) значительно упала, по сравнению с
уровнем, отмеченным в пятой серии опытов. В каждом растворе из трех испытанных концентраций все
подопытные рыбы погибли. Кроме того, время гибели подопытных карасей оказалось заметно ниже в сравнении
с контролем.
В результате этих опытов мы делаем предварительный вывод, что феномен адаптации рыб к ядам носит
временный характер. Он представляет собой фазу резистентности в трехкомпонентной реакции организма на
стрессирующее воздействие химической природы. Фаза эта, характеризующаяся временным повышением
устойчивости организма к яду, сменяется фазой истощения, наступающей вследствие нарушения адаптационных
механизмов, обусловленной длительным влиянием раздражителя чрезвычайной напряженности. Временный
характер феномена адаптации надо учитывать при экстраполяции данных, полученных в аквариумах, на рыб в
естественных водоемах в условиях постоянного и длительного контакта с малыми концентрациями ядов
промышленных сточных вод.
Таблица 21
Устойчивость карасей к фенолу после 60-дневного контакта
с подпороговой концентрацией яда (5 мг/л)
Группа рыб
Контрольные
Подопытные
Концентрация
фенола, мг/л
50
100
200
50
100
200
Средняя
длина рыб,
см.
9,2
8,9
9,3
9,0
9,3
8,9
Средняя,
масса рыб, г
11,4
10,7
11,5
11,2
11,7
10,9
Средняя
продолжительность
жизни, ч-мин
9-40(70%)
5-11
4-35
7-21
3-49
2-57
Амплитуда
продолжительности
жизни, ч-мин
1- 20 ÷ 15- 00
1- 35 ÷ 13-00
1-27 ÷ 11-10
0-50 ÷11-17
1-07 ÷ 6-10
0-40 ÷ 5-20
Однако фаза истощения сменяет фазу резистентности лишь в условиях продолжающегося воздействия
токсического агента, а если этот контакт прервать, то жизнедеятельность рыб сохраняется без видимых
последствий. С этой точки зрения изучение явления временной адаптации к ядам, помимо теоретического
интереса, приобретает практическое значение, ибо позволяет прогнозировать исход и возможные последствия
контакта рыб с малыми концентрациями ядов в водоеме. Многое при этом зависит от группы сбрасываемых
веществ. По-видимому, временная адаптация рыб к ядам более вероятна в случае контакта с веществами
органического ряда. Токсическое действие большинства из них реализуется через центральную нервную систему
рыб, вследствие чего наблюдаются функциональные сдвиги, которые могут быть обратимы и нейтрализованы
компенсаторными реакциями организма. Менее вероятна адаптация рыб к ядам неорганической природы, таким,
как кислоты и щелочи, тяжелые металлы и некоторые другие, действие которых сопровождается локальными
поражениями органической природы.
Практическое значение этого вопроса становится наиболее очевидным при изучении адаптации икры к
ядам органической природы. Известно, что многие нерестилища ценных промысловых видов рыб подвержены
хроническим загрязнениям ядами промышленных сточных вод. В этом случае чрезвычайно важно определить, в
какой мере кратковременный контакт с ядом отражается на ранних стадиях онтогенеза, ибо в дальнейшем мальки
покидают загрязненные места, скатываясь в реку и море. В ходе наблюдений над развитием икры синца в
растворах фенола мы (Володин, Лукьяненко и Флеров, 1965, 1966) поставили задачу проследить, как влияет
предварительная инкубация икры при низком содержании фенола в воде на выживаемость выклюнувшихся
эмбрионов при более высоких концентрациях данного яда. 150 эмбрионов, выклюнувшихся из икры, развитие
которой от начала дробления до выклева происходило при концентрации 5 мг/л, а также эмбрионы из икры,
развившейся в чистой воде, были помещены в растворы фенола 150 и 100 мг/л. Во всех случаях были взяты
53
совершенно нормальные эмбрионы. Эмбрионы, развившиеся в слабом растворе фенола, при повышении его
концентрации оказались более резистентными, чем развившиеся в чистой воде (табл. 22). В растворе фенола 150
мг/л неадаптированные эмбрионы погибли почти в два раза быстрее, чем адаптированные, а при концентрации
100 мг/л среди адаптированных эмбрионов гибель вообще не наблюдалась за весь период эксперимента.
Таблица 22
Выживаемость адаптированных и неадаптированных эмбрионов
в растворах фенола
Концентрация
фенола, мг/л
Время
воздействия, ч
100
24
150
24
100
150
100
150
32
32
48
48
Эмбрионы из чистой воды
Эмбрионы из раствора фенола 5
мг/л
Гибели нет. Эмбрионы активны.
Плавательный пузырь без воздуха.
Меланофоры сжаты
Погибло 26 эмбрионов. Остальные
почти
неподвижны.
Ослаблены
сердечная
деятельность
и
кровообращение
Гибели нет. Эмбрионы активны
Погибли все эмбрионы
Погибли все эмбрионы
-
Гибели нет. Эмбрионы активны.
Плавательный пузырь без воздуха.
Меланофоры сжаты
Погиб 1 эмбрион
Гибели нет
Погибло 4 эмбриона
Гибели нет
Погибли все эмбрионы
Примечание. Через 48 ч после начала эксперимента у контрольных эмбрионов наполнился воздухом
плавательный пузырь. Эмбрионы перешли на смешанное питание и опыт был прекращен.
Результаты этих опытов показывают, что на ранних этапах онтогенеза у рыб можно вызвать временную
адаптацию к токсическому действию некоторых ядов.
По-видимому, при изучении длительного влияния на рыб малых концентраций ядов промышленных
сточных вод скорее придется считаться с нарастанием токсического процесса по мере увеличения контакта рыб с
ядом, чем возможной адаптацией к нему. Здесь на первый план должно быть поставлено изучение кумуляции яда
в организме рыб и других гидробионтов. Почти 30 лет назад В. И. Вернадский (1929) выявил принципиально
важный факт: гидробионты способны аккумулировать растворенные вещества, причем аккумуляция достигает
огромных величин - на 5-6 порядков больше, чем растворено в воде. В последующем был собран огромный
материал по аккумуляции рыбами и другими гидробионтами различных радионуклидов. Широкое развитие
получили работы, направленные на выявление коэффициентов накопления радионуклидов, показывающие «во
сколько раз концентрация химического элемента или его радиоизотопа в гидробионте больше, чем в воде»
(Поликарпов, 1964, с. 30). Величина накопления гидробионтами радиоактивных веществ определяется временем
нахождения гидробионта в растворе (Телитченко, 1958), а также функциональным состоянием организма.
(Телитченко, 1962 а).
Обычно под явлением кумуляции понимают накопление в организме токсического вещества или
вызванных им эффектов. Различают кумуляцию материальную, т. е, накопление вещества, и функциональную накопление токсических эффектов. При хроническом влиянии ядов на рыб, особенно ядов внутреннего действия,
в организм рыбы попадает X количества токсического агента, а выводится или разрушается за равный
промежуток времени Y этого агента. Если Y < Х, то в организме по истечении каждых суток останется X - Y = Z
токсического агента, т. е. количество яда, которое само по себе не может вызвать каких-либо признаков
интоксикации. По мере накопления в организме таких количеств яда, предположим за 20 суток, количество
накопившегося яда составит 20 Z, т. е. концентрацию, способную вызывать токсический эффект. Скорость и
выраженность кумуляции зависит от многих переменных, среди которых следует назвать физико-химические
свойства вещества, концентрацию яда, время действия, скорость выделения или разрушения в организме,
физиологическое состояние организма и другие. Можно предполагать, что кумулироваться способен любой
токсический агент, скорость выделения которого ниже скорости поступления в организм. Существуют два
основных метода определения скорости удаления яда из организма. Один из них - определение количества
вещества, выделяющегося каким-либо одним органом, например почками или кишечником. Другой определение концентрации яда в крови. Если исчезновение вещества из крови идет по экспоненциальной кривой,
то концентрацию вещества в крови (Y) через t мин после разового введения (при условии, что вещество не
депонируется в организме) можно рассчитать по формуле
54
Y = Y0e-kt,
где
Y0 - начальная концентрация вещества в крови;
k - константа скорости выделения вещества (определяется опытным путем);
е - основание натуральных логарифмов.
Интерес представляет не только концентрация выведенного из организма яда, но и скорость его выделения
или время исчезновения из крови половины поступившего яда (Т50% )
где Y1 и Y2 - содержание вещества в крови в моменты t1 и t2 после его попадания в организм (Dost, 1954).
Следует отметить, что в зависимости от физико-химических свойств исследуемого вещества может быть
либо материальная кумуляция, либо функциональная, а в отдельных случаях и та и другая.
Примером функциональной кумуляции может быть свинцовое отравление. Другие соли тяжелых металлов
оказывают токсическое действие на организм в малых концентрациях посредством материальной кумуляции.
Функциональная кумуляция встречается чаще, чем материальная. Функциональная кумуляция особенно опасна,
так как она может иметь место даже при действии препаратов, быстро разрушающихся и выделяющихся из
организма. В этом случае после каждого попадания яда в организм сохраняется следовая реакция, которая
суммируется с последующей, что приводит к токсическому эффекту. Большинство клеточных и знзиматических
ядов действуют посредством функциональной кумуляции. Высокотоксичные для рыб фосфорорганические
инсектициды представляют собой энзиматические яды.
Можно предположить, что при хроническом воздействии малыми концентрациями они приведут к
развитию функциональной кумуляции.
Экспериментальное изучение кумуляционного эффекта в опытах на рыбах не проводилось. Мы поставили
ориентировочные опыты на модели фенольной интоксикации личинок леща. Опыты проводились по двум
схемам. В первой схеме личинки (этап С2) подвергались ежедневному воздействию фенолом в концентрации 15
мг/л, на протяжении 6 ч, после чего их помещали в чистую воду. Через 10 дней подопытные рыбы были разбиты
на две подгруппы и помещены в остротоксичные растворы фенола 50 и 100 мг/л. Личинки гибли при
концентрации яда 50 мг/л через 16 ч (в контроле через 34 ч), а при концентрации 100 мг/л - через 2 ч 15 мин (в
контроле через 7 ч). Следовательно, устойчивость подопытных личинок леща оказалась в 2-3 раза ниже, чем
контрольных, т. е. проявился кумуляционный эффект, природу которого пока определить трудно.
Во второй схеме опытов подопытных личинок леща (этап С2) предварительно выдерживали в растворе
фенола 10 мг/л на протяжении 10 дней, после чего погружали в растворы с более высокой концентрацией яда: 50
и 100 мг/л. В этом случае также значительно укорачивалось время гибели обработанных рыб по сравнению с
контрольными.
Подопытные рыбы в растворе фенола 50 мг/л гибли через 9 ч (в контроле через 28 ч), а в растворе фенола
100 мг/л - через 1 ч 35 мин (контрольные через 6 ч 20 мин).
Полученные данные вносят необходимые коррективы в понимание роли концентрации токсического
вещества в формировании адаптационного эффекта рыб к ядам. Так, временная адаптация рыб к фенолу
возможна только при действии, относительно низких концентраций яда 1-5 мг/л, при дальнейшем повышении
концентрации до 10-15 мг/л появляется кумуляционный эффект.
Результаты наших опытов позволяют считать, что кумуляционный эффект может иметь существенное
значение в определении уровня устойчивости рыб к ядам промышленных сточных вод. Поэтому при
установлении биологических нормативов сброса промышленных сточных вод в рыбохозяйственные водоемы
необходимо делать соответствующие поправки для предельно допустимых концентраций различных
компонентов промышленных сточных вод, учитывая возможность их материальной или функциональной
кумуляции.
55
Раздел II
ЗНАЧЕНИЕ ЭКОЛОГИЧЕСКИХ ФАКТОРОВ ВОДНОЙ СРЕДЫ
В ОПРЕДЕЛЕНИИ УСТОЙЧИВОСТИ РЫБ К ЯДАМ ТЕМПЕРАТУРА ВОДЫ
Температура - важнейший фактор водной среды, играющий ведущую роль в обеспечении нормального
хода процессов жизнедеятельности и поведения рыб. Поэтому при рассмотрении взаимоотношений между
концентрацией токсического вещества и временем гибели рыб, характеризующим степень устойчивости данного
вида, прежде всего надо учитывать температурный фактор, определяющий интенсивность обменных процессов
и, в конечном счете, уровень чувствительности и устойчивости рыб к различным ядам промышленных сточных
вод. Речь пойдет не только о температуре как факторе, изменяющем устойчивость рыб к ядам при постоянной
концентрации и времени контакта, но и температуре как еасостоятельном повреждающем агенте, в случае сброса
в водоем нагретых сточных вод тепловых электростанций и промышленных предприятий.
Рыбы относятся к пойкилотермным животным, характеризующимся непостоянной температурой тела,
следующей за изменениями температуры окружающей воды. Диапазон температурных условий существования
рыб чрезвычайно велик. Крайние температурные лимиты жизнедеятельности рыб исключительно велики (от -2°
С до +52°С). Наряду с этим важное значение имеет амплитуда колебаний температуры воды, которую рыбы
способны перенести без нарушения жизнедеятельности. Различают рыб стенотермных, приспособленных к узкой
амплитуде колебаний температуры (5-7° С) и эвритермных - способных вынести широкие колебания
температуры (несколько десятков градусов). Как правило, тропические и субтропические рыбы, а также морские
более стенотерм-ны, чем пресноводные и рыбы средних широт. Способность рыб переносить ту или иную
амплитуду колебаний температур и приспособленность к этим колебаниям играет ведущую роль не только в
определении уровня метаболизма и распределения рыб в водоеме, но и определяет их устойчивость к
температурному фактору в случае его резких колебаний. Резкие изменения температуры воды в естественных
водоемах часто приводят к массовой гибели промысловых видов рыб, таких, как форель, белорыбица, пикша,
треска, сельдь и др.
В связи с этим устойчивость рыб к высоким и низким температурам, а также адаптация рыб к этим
температурам стали предметом специального изучения (Fry, Brett, CLawson, 1942; Brett, 1944; Doudoroff, 1942,
Hlart, 1947; Fry, Hart, Walker, 1946). В этих работах показано, что в результате постепенной адаптации к высоким
температурам можно повысить верхние температурные границы до 41°С для золотой рыбки (Carassius auratus),
до 37,5°С для сомика (Atnei-urus nebulosus), до 29-31°С для окуня (Perca fluviaiilis flavescens), до 25,3°С для
американской палии (Salvelinius fontinalis), до 23,8- 25,1°С для пяти видов лососей. По терминологии Ф. Фрая
(Fry et al., 1946; Fry, 1947) это «верхние начальные минимальные летальные температуры», которые могут быть
перенесены 50% испытуемых рыб после оптимальной адаптации. Рыбы, адаптированные к высоким
температурам, способны вынести кратковременное влияние более высоких температур без видимых
повреждений. При этом меняется и верхняя минимальная летальная граница. Д. Бретт (Brett, 1946) показал, что у
золотой рыбки, адаптированной к 12°С, верхняя минимальная летальная температура увеличивалась на 3°С по
сравнению с контрольными рыбами, находившимися при 4°С. Однако после адаптации к пониженным
температурам устойчивость к высоким температурам значительно снижается и рыбы быстро гибнут при высоких
температурах, далеко отстоящих от верхних минимальных летальных температур. По-видимому, имеется своего
рода оптимальная температура для тепловой адаптации рыб и дальнейшее повышение этой температуры не
приводит к увеличению терморезистентности адаптируемых рыб. Так, например, оптимальная температура
тепловой адаптации для золотой рыбки и некоторых других видов оказалась равной 20°С. После тепловой
адаптации к этой температуре подопытные рыбы переносили повышенные температуры до 34,8°С. Дальнейшее
повышение температуры тепловой адаптации практически не меняло верхнего предела терморезистентности
этих рыб. По наблюдениям Д. Харта (Hart, 1952), изменение температуры тепловой адаптации от 20 до 35°С для
Gambusia affinus практически не меняло верхнего предела терморезистентности этих рыб, который был равен
37,3° С в обоих случаях. Если же температура тепловой адаптации была ниже 20°С (10 или 15°С), то верхний
предел терморезистентности значительно падал.
Некоторые авторы (Brett, 1944; Hart, 1952) отмечают значительную сезонную и географическую
изменчивость терморезистентности рыб. Летом рыбы характеризуются более высокой терморезистентностью,
чем зимой. Так, сомик Ameiurus nebulosus летом имеет верхнюю летальную температуру 35-36°С, а зимой на 7°
С ниже. Следовательно, сбросы теплой воды в водоемы, которые могут остаться незамеченными летом, зимой
могут вызвать катастрофу. Д. Харт (1952) обнаружил также существование сезонной изменчивости
терморезистентности рыб после тепловой адаптации, однако П. Дудоров (1957) считает, что эти различия
обусловлены неполнотой адаптации.
Значительный интерес представляет вопрос о скорости адаптации рыб к высоким температурам. Ф.
Самнер и П. Дудоров (Sumner, Doudoroff, 1938), П. Дудоров (1942) и Д. Бретт (1944, 1946) считают, что
повышение терморезистентности путем постепенного подъема температуры воды от умеренно низких к высоким
достигается весьма быстро. Этому процессу предшествует определенный латентный период, исчисляемый одним
56
или несколькими днями. Чаще всего процесс повышения терморезистентности завершается к третьему дню.
После адаптации к высоким температурам рыба теряет устойчивость к относительно низким температурам, но
после трехдневной реадаптации вновь становится устойчивой к этим температурам. Скорость адаптации к
высоким температурам зависит от температуры тепловой адаптации. По данным Д. Бретта (1946), с увеличением
температуры тепловой адаптации увеличивается скорость повышения теплоустойчивости золотых рыбок.
Скорость адаптации зависит и от количества растворенного кислорода и понижается с уменьшением его
содержания в воде (Brett, 1944).
Вопрос о степени устойчивости рыб к низким температурам значительно менее изучен. Многие рыбы
способны переносить весьма низкие температуры, близкие к точке замерзания. Вместе с тем резкое снижение
температуры может привести к массовой гибели рыб и выступить в роли ведущего фактора, лимитирующего
распространение морских рыб, изменяющего основные йроцессы жизнедеятельности и поведения.
Нижний уровень температур, к которому могут быть адаптированы рыбы, не установлен, но имеющиеся
экспериментальные данные показывают, что многие морские формы и некоторые тропические пресноводные
рыбы чрезвычайно чувствительны к низким температурам. Даже после адаптации к температурам близким к 0°С
они не могут перенести дальнейшее незначительное понижение температуры. Устойчивость к низким
температурам значительно падает после предварительной адаптации к умеренно высоким температурам.
Температура выше 0°С вызывает в этом случае гибель золотой рыбки (Fry et al., 1942), сомика (Brett, 1944),
речной форели (Fry et al., 1946). Некоторые виды лососевых гибнут при температуре 0°С после адаптации к
температурам 5-10°С (Brett, 1952). Гибель при крайне низких температурах наступает весьма быстро, но при
температуре в диапазоне 2-5°С она может наступить только через несколько дней. П. Дудоров (1945) установил,
что гибель Fundulus parvipinnis при понижении температуры можно задержать путем разбавления морской воды
дистиллированной. Это наблюдение было подтверждено в опытах на лососях Д. Бреттом (1952), обнаружившим,
что рыбы лучше переносят низкие температуры в разбавленной морской воде, чем в пресной.
П. Дудоров (1942) на Girella nigricans установил, что после более или менее выраженного изменения
температуры (в естественных условиях) устойчивость рыб к низким температурам начинает изменяться лишь
спустя 2-3 суток, а полная адаптация развивается лишь через 20 дней. По-видимому, изменения
терморезистентности рыб к высоким и низким температурам - независимые феномены, так как скорость
адаптации и длительность ее сохранения в этих двух областях температур различные.
Резкий перепад температур, встречающийся в естественных водоемах или обусловленный сбросом
нагретых сточных вод, приводит к гибели рыб и представляет собой серьезную угрозу рыбному хозяйству. Сброс
нагретых сточных вод в рыбохозяйственный водоем одинаково опасен как зимой, так и летом (Alabaster, 1963).
Автор исследовал влияние нагретых сточных вод (на 6-9°С по сравнению с речной водой) на радужную форель,
кумжу, окуня, плотву, леща, красноперку, линя и пескаря, предварительно адаптированных к ряду температур:
6,15, 20 и 25° С. Опыты показали, что сброс нагретых сточных вод в реку губителен даже для рыб,
адаптированных к летним температурам. Смертельное действие нагретых сточных вод на рыб значительно
усиливается зимой.
Сезонные и суточные колебания температуры воды, а также перепад температур, вызванный сбросом
сточных вод, не оказывая прямого губительного влияния на рыб, могут существенно изменить их устойчивость к
ядам промышленных сточных вод путем изменения интенсивности обмена. Известно, что интенсивность обмена
зависит от температуры воды, но количественная сторона этой зависимости остро дискутируется уже почти
полвека. А. Крог (Krogh, 1916) установил, что зависимость интенсивности обмена, показателем которой служила
скорость потребления кислорода, выражается экспоненциальной кривой или «нормальной кривой Крога».
Критический анализ всей последующей литературы позволил Г. Г. Винбергу (1956) прийти к выводу, что «общий
характер зависимости интенсивности основного обмена от температуры у рыб самого различного
систематического положения, возраста и размера с достаточной для практических целей точностью передается
эмпирически полученной и подтвержденной большим материалом закономерностью, выражаемой «нормальной
кривой» (с. 50). Следует иметь также в виду, что среди многочисленных моментов, откладывающих заметный
отпечаток на выраженность зависимости обмена от температуры и тем самым на форму «нормальной кривой»,
ведущая роль принадлежит температурной адаптации, при которой зависимость обмена от температуры
несколько ослабляется (Строганов, 1956, 1962).
Установлено, что в известном диапазоне температур обмен рыб изменяется пропорционально температуре.
Д. Джонс (Jones, 1957) показал, что увеличение температуры на 10°С приводит к возрастанию потребления
кислорода в 2,7 раза от начальной величины. Следовательно, изменение интенсивности потребления кислорода
при изменении температуры соответствует в известной мере правилу Вант-Гоффа, согласно которому повышение
температуры на 10°С увеличивает скорость химических реакций в 2-3 раза. Предложены специальные формулы
расчета зависимости скорости газообмена от температуры, среди которых наиболее известна формула ВантГоффа:
57
где К1 и K2 - скорость обмена при температуре t1 и t2.
Данные, накопленные физиологами и экологами по зависимости уровня обмена рыб от температуры,
позволили предположить, что температурный фактор должен играть важную роль в определении скорости гибели
и величины пороговой концентрации токсического вещества в водоеме.
Уже первые, опыты в этом направлении (Powers, 1917, 1920, 1921; Carpenter, 1927; Belding, 1929) показали,
что температура играет решающую роль в определении устойчивости рыб к ядам при неизменной концентрации
и времени контакта. Установлено, что время выживания рыб в летальных растворах солей некоторых металлов,
таких, как Li, Na, Са, Ва, Mg и РЬ, увеличивается при низких температурах и сокращается при высоких. Е.
Пауэре (1921) показал, что 1,7 мг/л Ва (ВаСЬ) убивает рыб менее чем за 9 ч при температуре ниже 15°С, а при
более высокой температуре - за неполных 2 ч. Аналогичные результаты получены и в опытах с хлористым
литием (Li). Д. Бэлдинг (1929) выявил важную роль температурного фактора в определении уровня устойчивости
рыб к сероводороду, токсическое действие которого понижается при низкой температуре.
Температурный фактор определяет уровень устойчивости не только к специфическим токсическим
веществам, но и меняет устойчивость рыб к недостатку кислорода, а также к избытку углекислоты (Ивлев, 1938).
С увеличением температуры падает устойчивость карпа к нижней концентрации кислорода: от 0,8 мг/л при 1°С
до 1,3 мг/л при 30°С. Еще более выразительные данные были получены В. С. Ивлевым в опытах с углекислотой.
Летальная концентрация СO2 снижается с 120 мг/л при 1°С до 55 мг/л при 30°С.
В работах последнего времени (Cairns a. Scheier, 1957; Lloid, 1960; Boetius, 1961) получены важные
дополнения и уточнения роли температуры в определении уровня устойчивости рыб к солям тяжелых металлов
(Zn, Pb, Hg). Р. Ллойд (1960) в опытах с сернокислым цинком на радужной форели показал, что повышение
температуры сокращает время гибели рыб, но не отражается на величине пороговой концентрации. Несколько
ранее к этому выводу пришли Клеменс и Джонс (CLemens a Jones, 1954), изучая токсичность соленой воды из
нефтяного источника при температуре 8 и 23-26°С. Порог токсичности не менялся, но скорость гибели
возрастала с увеличением температуры.
Имеются попытки конкретизации зависимости скорости развития токсического процесса и времени гибели
подопытных рыб при изменении температуры на 10°С. Ф. Хопер и А. Гженда (Hooper и Gvbenda, 1955)
обнаружили, что увеличение температуры с 10 до 24°С снизило устойчивость рыб к токсафену в три раза. В
сообщении Д. Бетиуса (Boetius, 1961) излагаются результаты определения токсического действия хлористой
ртути (HgCb) и фенилртутного ацетата (СбН5НдООССНз) на различные виды рыб: Tilapia natalen-sis, Salmo
gairdneri, Gasterosteus aculeatus. На примере Enpomotis gibbosus автор обнаружил, что токсическое действие
хлористой ртути при увеличении температуры на 10°С определяется при прочих равных условиях также и
концентрацией токсического агента. Так, при концентрации HgCb 5 мг/л токсичность возрастает в три раза, а при
30 мг/л только в 1,9 раза. Это наблюдение выявляет специфику токсического процесса и его зависимость не
только от инсентив-ности метаболизма, но и особенностей токсического агента, его концентрации.
Дудоров (1957) считает, что среднее время выживания рыб в токсических растворах различных металлов
уменьшается на 50% с увеличением температуры на 10°С, но правило это не универсально.
Значительный интерес представляют опыты, направленные на выявление путей, по которым реализуется
влияние температурного фактора на устойчивость рыб к ядам. Первые данные, полученные Д. Кордье и Д. Ворбе
(Cordier, Worbe, 1954а) на плотве, показали, что с изменением температуры в интервале от 4,5 до 23°С изменяется
проницаемость тканей к алкоголю. Показателем изменения проницаемости тканей служило соотношение
концентрации алкоголя в организме и окружающей среде. Авторы отметили повышение проницаемости тканей с
увеличением температуры, причем предварительная адаптация к той или иной температуре не отражалась на
степени проницаемости тканей. Японские исследователи Миура и Цунасимо в опытах с радиоактивным цинком
(Zn65) на серебряных карасях в основных чертах подтвердили выводы Д. Кордье и Д. Ворбе, показав, что с
увеличением температуры от 2-4° С до 22-24° С содержание Zn65 во внутренних органах и тканях возрастало.
Наряду с этим отмечена независимость содержания Zn65 в костях рыб от температуры. Сходные результаты
получены М. М. Телитченко (1962а) при изучении накопления рыбами (карпы И золотые рыбки) стронция-90. С
увеличением температуры нарастает содержание стронция в различных органах и тканях (табл. 23).
Таблица 23
Влияние температуры на процесс накопления рыбамирадиостронция
(по Телитченко, 1962)
Органы и
ткани рыб
Позвоночник
Череп
Радиоактивность органов и
тканей рыб в имп/мин на 1 кг
массы тела при температуре °С
-1, +6
+16, +20
14 000
21000
14000
34000
Органы и ткани
рыб
Желчный пузырь
Почки
Радиоактивность органов и
тканей рыб в имп/мин на 1 кг
массы тела при температуре, °С
- 1, +16
+6 +20
0
0
0
0
58
Чешуя
Кожа
Жабры
Жаберные
тычинки
Мышцы
Печень
31000
4 000
66000
37 000
61000
4 000
113000
95 000
Кишечник
Мозг головной
Мозг спинной
Глаза
8000
0
0
3 000
4000
0
0
6 000
0
5 000
0
4 000
Селезенка
Сердце
0
0
0
0
Это, вероятно, связано с тем, что высокие температуры увеличивают интенсивность обмена,
проницаемость тканей и их способность аккумулировать токсические вещества.
Изложенные данные получены главным образом в опытах с ядами неорганической природы. Значительно
менее изучен вопрос о роли температурного фактора в определении устойчивости рыб к ядам органического
ряда. В наблюдениях С. Гуднайта (Goodnight, 1942) обнаружено, что устойчивость восьми видов рыб к
токсическому действию натриевой соли пентахлорфенола не менялась при увеличении температуры от 9 до 24°С.
Работами Н. А. Мосевича и др. (1952), В. Букштейга и др. (1955), Е. А. Веселова (1957) выявлена связь между
устойчивостью рыб к ядам органического ряда и температурой. Так, например, Н. А. Мосевич и др. (1952)
выявили зависимость устойчивости карпов к фенолу от температуры. В растворе фенола 175 мг/л карпы
выживали в течение 1 ч при температуре 10°С, а повышение температуры до 20°С сократило время выживания
более чем в дза раза. В опытах В. Букштейга и др. (1955) изменение температуры на 10°С (от 15 до 25°С)
приводит к заметному сокращению времени проявления токсического эффекта на окунях. В диапазоне
концентраций от 12 до 20 мг/л время проявления токсического действия фенола при 15°С больше, чем при 25°С,
примерно в 1,5 раза. Более выразительные данные по влиянию температуры на токсичность смеси фенола с
крезолом приведены в работе Е. А. Веселова (1957). В смеси фенола с метакрезолом в концентрации 70 мг/л при
температуре 13-15°С караси жили в течение трех суток. Повышение температуры на 3°С (с 15 до 18°С) резко
увеличило токсичность смеси (в 1,7 раза) - испытуемые рыбы погибли за 20-48 ч при концентрации 50 мг/л. При
температуре 22°С резко сократилась (в 4,4 раза) продолжительность жизни испытуемых карасей, главным
образом в растворах с высокой концентрацией яда (100 мг/л и выше).
Несколько неожиданные результаты получены в опытах по определению устойчивости карасей к смеси
фенола с трикрезолом при температурах 5 и 13-15°С. При температуре 5°С караси погибали за 4 ч в растворе 250
мг/л, а с увеличением температуры до 13- 15°С все караси погибали только при концентрации смеси 320 мг/л (за
24 ч). Иными словами, устойчивость карасей в опытах Е. А. Веселова при умеренных температурах оказалось
выше, чем при низких. Объяснение этому парадоксальному явлению следует искать в сезонных колебаниях
токсикорезистентности рыб. Согласно нашим данным, уровень устойчивости рыб к ядам при низких и высоких
температурах в значительной мере определяется сезоном проведения опытов. Летом устойчивость рыб к ядам
при искусственно созданных низких температурах не только не возрастает, но имеет отчетливую, хотя и
статистически недостоверную тенденцию к снижению. Устойчивость рыб к ядам при высоких температурах в
летних опытах также снижается менее выразительно, чем в зимних испытаниях.
Возникает вопрос и о влиянии предварительной адаптации рыб к той или иной температуре на уровень их
устойчивости к ядам. Наконец, остается открытым вопрос о влиянии изменения температуры на величину
пороговой концентрации, вызывающей какой-либо токсический или летальный эффект. Мы уже упоминали, что
опытные данные ряда авторов приводили к предварительному выводу, что температурный фактор изменяет
преимущественно динамику развития токсического процесса во времени (ускоряя или замедляя) и в меньшей
мере или совсем не оказывает влияния на пороговые токсические концентрации. Естественно предположить, что
токсичность различных компонентов промышленных сточных вод может резко увеличиться с повышением
температуры в водоеме.
Для экспериментального разрешения поставленных вопросов были проведены (совместно с Б. А.
Флеровым) три серии опытов, выполненных на 300 карасях 2-3-летнего возраста. Каждая серия объединяет пять
групп опытов, проведенных при температурах: 5, 10, 15, 20 и 25°С. Предварительно было установлено, что
крайние величины нижних и верхних температур не оказывают заметного влияния на поведение рыб.
Устойчивость рыб к яду определяли по проценту и времени их гибели в токсических растворах фенола
трех концентраций: 25, 100 и 400 мг/л. Это позволило выявить характер зависимости между устойчивостью рыб
и температурой как в области нижних, так и в области верхних летальных концентраций. Помимо этих двух
индикаторов, обычно используемых в наших опытах (Лукьяненко к Флеров, 1963а), измерялся латентный период
наступления первой фазы фенолыюй интоксикации - фазы повышенной двигательной активности (Лукьяненко,
1965). Учитывалась также динамика изменений величины латентного периода интоксикации при различных
температурах. Эксперименты проводились в специальном 60-литровом аквариуме с вмонтированным в него
ультратермостатом типа NB, позволяющим удерживать заданную температуру воды с точностью до 0,1°С. Вода
аэрировалась. Температура воды в экспериментальном аквариуме была такой же, как и в аквариальной (5-7°С).
После того как рыб пересаживали в аквариум, включали подогрев. Температуру до заданной величины
59
поднимали в течение получаса и рыбы адаптировались к ней еще в течение 1-2 ч. Температурного шока,
вызываемого резкой сменой температур, мы не наблюдали. Опыты проводили в течение 48 ч. Полученные
материалы подвергали статистической обработке с помощью непараметрического критерия Вилкоксона.
Результаты опытов, проведенных с концентрацией фенола 25 мг/л показали (табл. 24), что процент гибели
испытуемых карасей при изменении температуры на 10°С в области нижних (5- 15°С) и верхних (15-25°С)
величин существенно не изменился. В противоположность этому, время гибели рыб при температурах 15, 20 и
25°С оказалось различным - 9, 14 и 3.5 ч (соответственно).
Учитывая, что процент погибших рыб был невелик, нельзя без риска утверждать, что высокие
температуры снижают, а низкие увеличивают время'гибели рыб под влиянием пороговой летальной
концентрации (25 мг/л).
Таблица 24
Устойчивость карасей к фенолу в концентрации 25 мг/л при разных температурах
Температура,
°С
5
10
15
20
25
Число
рыб
20
20
20
20
20
Длина рыб,
см
10,3
10,4
10,2
9,9
10,0
Масса рыб,
г
15,9
16,5
14,1
13,7
15,3
Гибель рыб,
%
10
10
20
Латентный период двигательного
возбуждения, мин
11
10
8-9
3-4
2-3
Более иллюстративные данные получены при измерении латентного периода интоксикации. Увеличение
температуры с 5 до 15°С привело к сокращению латентного периода в 1,3 раза, а дальнейшее ее возрастание с 15
до 25°С - в 4 раза. Следует отметить, что нарастание температуры с 15 до 20°С оказало большее влияние на
латентный период (в 2,6 раза), чем увеличение температуры с 5 до 15°С (в 1,3 раза).
Температура раствора оказывает заметное влияние на скорость появления первых признаков отравления и,
в частности, на время развития фазы повышенной двигательной активности.
Задача двух последующих серий опытов - определить характер и выраженность изменений времени
гибели рыб при изменении температуры. Изменение температуры токсического раствора фенола 100 мг/л
приводило к существенным сдвигам не только времени гибели рыб, но и исхода токсического процесса (табл. 25).
Таблица 25
Устойчивость карасей к-фенолу в концентрации 100 мг/л при разных температурах
Температура
, °С
Число
рыб
5
10
15
20
25
20
20
20
20
20
Длина
рыб, см
10,2
9,8
9,9
10,1
9,7
Масса
рыб, г
16,3
13,9
15,2
13,9
14,4
Гибель
рыб, %
10
60
90
100
Среднее время гибели
в те чение двух суток,
ч-мин
2-53
1-01
Латентный период
двигательного
возбуждения
5 мин
4-5 мин
2-3 мин
1-2 мин
50 сек
Исключительный интерес представляют данные испытаний токсичности фенола при 5 и 10°С. При 5°С все
караси на протяжении 48 ч наблюдений выжили, а при 10°С погибла незначительная часть-10%. Оставшиеся 90%
подопытных рыб по истечении срока наблюдений находились в боковом положении (вторая фаза феноль-ной
интоксикации). После помещения их в чистую воду1 наступала полная обратимость интоксикации - рефлекс
равновесия восстанавливался.
Эти опыты показывают решающую роль температурного фактора не только в определении времени гибели
рыб, но и самого исхода отравления токсическими компонентами промышленных сточных вод. Одновременно
они подтверждают высказанное нами предположение, что токсичность некоторых концентраций яда может
маскироваться низкой температурой и проявляться при повышении ее. Это подтверждают результаты
дальнейшего подъема температуры на 5°С (с 10 до 15°С), при котором резко увеличился процент гибели
испытуемых рыб. Исход опытов при температуре 15°С заметно отличается от данных, полученных нами
(Лукьяненко и Флеров, 1963а) зимой 1961/62 г., когда концентрация фенола 100 мг/л при температуре 15°С
вызывала 100%-ную гибель карасей за 4-5,5 ч. Поскольку все условия проведения опытов (уровень кислородного
насыщения, жесткость, величина рН, температура раствора, сезон, масса и возраст) были примерно равными,
60
можно предположить, что в данном случае на первый план выступает фактор индивидуальной устойчивости,
определяющий время гибели рыб при неизменной концентрации и времени контакта.
Последующее увеличение температуры на 5°С (с 15 до 20°С) приводит к дальнейшему сокращению
времени гибели подопытных карасей (примерно в 3 раза) и заметному увеличению процента гибели. Повышение
температуры с 20 до 25°С вызывает 100%-ную гибель карасей и вновь сокращает время гибели почти в три раза.
Таким образом, динамика развития токсического процесса и время гибели рыб при неизменной
концентрации яда определяются температурой раствора. Увеличение температуры на 10°С (с 15 до 25°С) в
области умеренно высоких и умеренно низких температур (с 5 до 15°С) приводит к более или менее
равномерным изменениям как времени, так и процента гибели испытуемых рыб. Это относится и к изменениям
латентного периода проявления первой фазы фенольной интоксикации: с увеличением температуры с 5 до 15°С
латентный период сократился примерно в два раза, а с 15 до 25°С - в три раза.
Изменение времени гибели рыб при увеличении температуры на 10°С в области нижних (5-15°С) и
верхних (15-25°С) температур в растворе фенола 400 мг/л далеко не равнозначно (табл. 26).
Таблица 26
Устойчивость карасей в растворе фенола 400 мг/л
при разных температурах
Номер
опыта
Температура,
°С
Длина
рыб, см
Масса
рыб, г
Гибель
рыб, %
Среднее
время
гибели в течении
двух суток, ч-мин
Латентный период
двигательного
возбуждения, мин
Достоверные
различия
1
2
3
4
5
5
10
15
20
25
9,8
10,4
10,0
9,9
10,1
15,1
17,2
16,8
15,2
16,0
100
95
95
100
100
4-07
5-44
5-06
0-56
0-24
1,5-2
1,0
1,0
0,5
0,5
1 от 4 и 5
2 от 4 и 5
3 от 4 и 5
4 от 5, 3, 2
5 от 4, 3, 2
Примечание. Во всех случаях испытывали по 20 рыб.
Оказалось, что с повышением температуры от 5 до 15°С статистически оправданного изменения времени гибели
рыб не произошло, в то время как увеличение температуры с 15 до 25°С привело почти к 13-кратному
сокращению времени гибели испытуемых рыб без изменения концентрации яда. В интервале температур 15-20°С
изменение на несколько градусов привело к пятикратному сокращению времени гибели, что согласуется с
ранними наблюдениями Е. А. Ве-селова (1957). Следовательно, время гибели испытуемых рыб изменяется
неодинаково при одном и том же увеличении температуры в области нижних и верхних величин. В области
верхних температур ускорение гибели подопытных рыб, обусловленное сдвигом температуры на 10°С, выражено
значительно больше, чем в области нижних температур. В противоположность данным, полученным в опытах с
пороговой концентрацией фенола 25 мг/л, в настоящей серии опытов латентный период проявления первых
симптомов отравления существенно не изменялся во всем интервале изученных температур от 5 до 25°С и
кратность различий не превышала двух. Таким образом, характер влияния температуры на устойчивость карасей
к концентрациям фенола 25, 100 и 400 мг/л неодинаков. Такие показатели токсикорезистентности, как латентный
период интоксикации, скорость и процент гибели рыб, претерпевают различные по выраженности изменения.
Графическое изображение связи между температурой и процентом гибели испытуемых рыб при неизменной
концентрации яда, представленной на рис. 16, позволяет считать такую зависимость реальной только при
концентрации фенола 100 мг/л. Латентный период отравления изменялся с повышением температуры в каждом
из растворов фенола, но наиболее выразительные изменения были получены в опытах с пороговой токсической
концентрацией яда (25 мг/л). Скорость гибели испытуемых рыб была также различной при изменении
температуры от нижних к верхним величинам, однако в растворах фенола 100 мг/л, и особенно 400 мг/л,
ускорение гибели рыб было более выражено.
Чтобы понять приведенные здесь данные, освещающие характер и выраженность влияния температуры на
устойчивость рыб к ядам, необходимы данные о природе биохимических процессов, развертывающихся в
организме при разных температурах, которые, к сожалению, отсутствуют. Приходится ограничиваться лишь
общим положением - правилом Вант-Гоффа. Поскольку правило Вант-Гоффа было сформулировано на основе
опытов с простыми химическими соединениями, то применительно к сложным биологическим системам
количественная сторона этой зависимости претерпевает существенные изменения. Это и было подтверждено
результатами опытов. Изменение температуры с 15 до 25°С приводило к сдвигу величины основного обмена не
более чем на 25%, в то время как по Вант-Гоффу эти колебания должны достигать 200-300% (Schlieрег, 1950).
61
Рис. 16. Зависимость устойчивости рыб к фенолу от температуры:
4 - концентрация фенола 400 мг/л; В - 100 мг/л; С - 25 мг/л.
Еще более интересны в этом плане ранние наблюдения Н. Уэлса (Wells, 1935) и Щебланова, на основе
которых Г. Г. Винберг (1956) считает, что адаптация рыб к низким температурам сопряжена с повышением
уровня обмена, а к высоким температурам - с уменьшением его интенсивности. Это утверждение не согласуется
с выводами, следующими из правила Вант-Гоффа. Рыбы, по-видимому, имеют некоторые элементы
терморегулирующего механизма (Пегель, Реморов, 1957, 1959), благодаря чему они способны замедлять обмен
при высоких температурах и ускорять три низких.
Значение предварительной адаптации к той или иной температуре и ее влияние на устойчивость рыб к
ядам представляет в этой связи особый интерес. Ориентировочные опыты Букштейга и др. (1955) показали, что
время проявления токсического эффекта у окуней, адаптированных к температуре 25°С, при концентрации
фенола 20 мг/л равно 20,4 мин, а у неадаптированных оно в два раза меньше - 9,2 мин.
При резком снижении температуры токсического раствора с 15 до 3°С время проявления токсического
эффекта концентрации фенола 20 мг/л составляло 4,8 мин, а после 48 ч адаптации к температуре 3°С это время
увеличилось в 2,25 раза и было равно 10,8 мин. Время проявления токсического эффекта (концентрация фенола
20.мг/л) у рыб, адаптированных к температуре 25°С, было почти в два раза больше, чем адаптированных к
температуре 3°С (20,4 и 10,8 мин, соответственно). Авторы объясняют этот феномен способностью рыб
замедлять обмен при высоких температурах и ускорять при низких. Они считают, что при мгновенном
повышении температуры с 15 до 25°С общий обмен рыб сильно ускоряется, яд воспринимается быстрее и
укорачивается время проявления токсического эффекта. При медленных изменениях температуры раствора
токсичность фенола меняется менее значительно.
Продолжая исследования в этом плане, мы учитывали не время проявления токсического эффекта, а время
гибели и латентный период отравления. С этой целью карасей адаптировали к температуре 20°С в течение
восьми дней, затем их погружали в раствор фенола 100 мг/л с такой же температурой. В контрольных опытах
равное количество карасей помещали из воды с температурой 10°С в токсический раствор фенола 100 мг/л с
температурой 20°С. Среднее время гибели адаптированных к 20°С рыб оказалось почти в три раза меньше (40
мин), чем у неадаптированных (118 мин) (табл. 27).
Таблица 27
Сравнительная характеристика времени гибели адаптированных к 20°С
и неадаптированных рыб в растворе фенола 100 мг/л
Температура,
°С
Число
рыб
Длина
рыб, см
Масса
рыб, г
Гибель
рыб, %
5
10
15
20
25
20
20
20
20
20
9,8
10,4
10,0
9,9
10,1
15,1
17,2
16,8
15,2
16,0
100
95
95
100
100
Среднее
время
гибели в течении
двух суток, ч-мин
Латентный период
двигательного
возбуждения, мин
Достоверные
различия
4-07
5-44
5-06
0-55
0-24
1,5-2
1,0
1,0
0,5
0,5
1 от 4 и 5
2 от 4 и 5
3 от 4 и 5
4 от 5, 3, 2
5 от 4, 3, 2
62
Вопреки ожиданию, время гибели адаптированных к высокой температуре рыб не только не увеличилось,
но значительно уменьшилось по сравнению со временем гибели неадаптированных рыб. Трудно объяснить этот
факт на основе представлений, что адаптация к высоким температурам сопровождается уменьшением
интенсивности обмена, так как ускорение интоксикации и времени гибели свидетельствуют о возрастании
интенсивности обмена. Возможно, что расхождение наших данных с утверждением В. Букштейга и др. (1955)
обусловлено различием в реакциях стенотермных и эвритермных рыб на изменения температуры, а также
сезонными колебаниями метаболизма, определяющими, по-видимому, выраженность реакции рыб на изменение
температуры.
В зимних опытах на карасях не удалось выявить влияния температурного фактора на порог устойчивости
рыб и изменение величины минимальной смертельной концентрации яда. Поэтому была поставлена еще одна
серия опытов в июне 1964 г. с язем, плотвой и густерой. В качестве токсических агентов использовали фенол,
гидрохинон, орто-, метакрезол. Опыты проводились при температуре 7 и 15°С в 200-литровых плексигласовых
аквариумах. Определяли величину CL50 и CL100, вызывающие гибель за 24 ч (табл. 28). Изменение температуры
токсического раствора в два раза приводило к некоторому хорошо заметному изменению величины обеих
концентраций. Выраженность и содержание этих изменений в опытах на разных видах рыб и с различными
токсическими агентами оказались неравноценными.
Таблица 28
Сравнительная характеристика величин CL50 и CL100 при температуре 7 и 15°С
Вещество
Метакрезол
»
»
Ортокрезол
Фенол
»
Пирогаллол
Гидрохинон
»
Вид рыбы
Язь
Густера
Плотва
Язь
»
Плотва
»
»
Густера
Число рыб
92
96
48
94
92
90
88
90
88
CL50/CL100 при 7°С,
мг/л
8/13
13/9
20/8/10
10/15
25/15
30/30
1/0,18/0,12
CL50/CL100 при
15°С, мг/л
11/15
16/14
30/15/25
16/18
40/22
42/42
0,25/0,25
0,25/0,22
В опытах с язем снижение температуры токсического раствора с 15 до 7°С привело к уменьшению
устойчивости рыб и, как следствие этого, снижению величин CL50 и CL100. Устойчивость плотвы к фенолу, а
густеры к гидрохинону с понижением температуры увеличилась. Следовательно, уровень устойчивости рыб к
токсическому действию различных компонентов сточных вод при одинаковом изменении температуры
определяется видовыми особенностями испытуемых рыб, а также сезоном проведения опытов.
Эти опыты показывают необходимость внести существенные коррективы в наши представления о роли
температурного фактора в определении степени устойчивости рыб к ядам. Сезонные особенности метаболизма,
его цикличность оказывают решающее влияние на токсикорезистентность рыб. Эффект изменения температуры
токсического раствора проявляется через существующий в данный момент уровень и направленность
метаболизма, складывающиеся в процессе эволюционного развития. Именно поэтому снижение температуры
летом и повышение зимой и приводят к одному и тому же эффекту - снижению уровня токсикорезистентности
рыб.
В заключение отметим, что изменение температуры среды обитания рыб является важнейшим
экологическим фактором, оказывающим неспецифическое влияние на токсикорезистентность рыб к ядам
органической и неорганической природы. Повышение температуры в диапазоне от 5 до 25°С при неизменной
концентрации яда в значительной мере изменяет динамику интоксикации, существенно ускоряя ее развитие и
исход, а также оказывает заметное влияние на скрытый период отравления. Повышение температуры влияет не
только на время гибели, но и на порог устойчивости рыб, снижая величину минимальной летальной
концентрации. Следовательно, концентрация яда, губительное действие которого не выявляется при умеренных
или низких температурах, может оказаться смертельной при повышении температуры в водоеме. Одновременно с
этим следует отметить, что при резком снижении температуры в летне-осеннее время также может проявиться
токсическое действие подпороговых концентраций различных компонентов промышленных сточных вод.
Пока трудно установить значение температурного коэффициента Q10 для токсикологических процессов и
кратность изменения скорости гибели с повышением температуры на 10°С, поскольку такое повышение
температуры в области умеренно низких (от 5 до 15°С) и умеренно высоких (с 15 до 25°С) температур приводит
63
к различному по своей выраженности эффекту. Следует добавить, что изменение температуры воды влечет
сдвиги и некоторых других параметров водной среды, в частности меняет уровень кислородного насыщения.
СОДЕРЖАНИЕ КИСЛОРОДА В ВОДЕ
От насыщения воды кислородом зависит нормальная жизнедеятельность рыб и вследствие этого их
устойчивость ко многим неблагоприятным факторам внешней среды, включая яды промышленных сточных вод.
Уменьшение количества растворенного кислорода в водоеме может быть вызвано разнообразными причинами:
бактериальным разложением органических веществ, загрязнением сточными водами предприятий и др.
Существенное влияние на уровень насыщения воды кислородом оказывает температура, так как с изменением
температуры воды меняется величина растворимости кислорода (табл. 29).
Таблица 29
Растворимость кислорода (в мг/л) в пресной и соленой воде при разных температурах
(по Krogh, 1941)
Температура, °С
Соленость, %
0
0
10
15
20
30
14,7
11,5
10,3
9,4
7,8
10
20
13,0
10,3
9,3
8,5
7,2
11,4
9,0
8,3
7,6
6,4
При прочих равных условиях растворимость кислорода в пресной воде выше, чем в соленой.
Зимой часто наблюдается резкое снижение содержания кисло рода и его дефицит вызывает массовые
заморы, нанося значительные потери рыбному хозяйству. Нередко заморы возникают и летом, главным образом
ночью, вследствие усиленного потребления кислорода водной растительностью. Поскольку диффузия кислорода
в воде крайне медленна, летние заморы чаще возникают в слабопроточных водоемах.
Потребность рыб в кислороде, необходимом для обеспечения нормального уровня метаболизма, также
различна. Есть виды рыб, способные существовать при очень малом содержании кислорода (0,5 мг/л) - карась,
сазан, линь. У кумжи, гольяна, форели потребность в кислороде чрезвычайно велика. Пороговая концентрация
кислорода для этих видов рыб лежит в области 5 мг/л, а необходимый для жизнедеятельности уровень
насыщения воды кислородом- 7-11 мг/л. Внезапное и резкое снижение концентрации растворенного кислорода
оказывает губительное действие на многие виды рыб. Тем не менее определение пороговых концентраций
растворенного кислорода для разных видов рыб еще не получило должного развития.
Джонс (Jones, 1964) суммировал все разрозненные сообщения по этому вопросу (табл. 30).
Приведенные в табл. 30 данные следует воспринимать лишь как предварительные, поскольку неизвестны
условия, при которых они были получены (за исключением температуры).
Установлено, что кроме температуры величина рН, концентрация свободной углекислоты, а также
предварительная адаптация к различному содержанию кислорода оказывают влияние на устойчивость рыб к
дефициту кислорода и тем самым на величину пороговой концентрации. Особое значение имеет предварительная
адаптация рыб к пониженному содержанию кислорода и ее влияние на летальный кислородный предел. А.
Дэвисон (по Doudoroff, 1957) выявил способность некоторых лососевых переносить низкие концентрации
растворенного кислорода (1,8-2,4 мг/л) после выдерживания их в течение четырех недель в частично
обескислороженной воде. Активность рыб при этом несколько снижена, но угнетение может быть снято
повышением содержания кислорода до 3 мг/л. М. Шепард (Schepard, 1955) показал, что устойчивость ручьевой
форели к дефициту кислорода может быть Повышена путем предварительной адаптации к низким
концентрациям кислорода. Кислородный порог при этом снижается почти в два раза. Устойчивость рыбы
повышается, а летальный порог снижается после предварительной адаптации к пониженным концентрациям
кислорода. Автор предполагает, что этот эффект обусловлен повышением способности рыб поглощать и
связывать кислород при низких концентрациях, т. е. речь идет об улучшении транспортной функции крови и
повышении сродства гемоглобина крови к кислороду. Это подтверждается устойчивостью рыб к дефициту
кислорода и сродством гемоглобина крови к кислороду: чем выше это сродство, тем выше устойчивость к
недостатку ч кислорода и ниже кислородный порог. Однако можно дать и другое объяснение этому факту.
Возможно, что повышение устойчивости рыб к дефициту кислорода после предварительной адаптации к
64
пониженииному режиму обусловлено снижением уровня активного и стандартного обмена. В пользу этого
предположения свидетельствуют результаты опытов А. Г. Минц по адаптации рыб (карп, карась линь, окунь) к
пониженному (8-10%) содержанию кислороду в воде. Уровень обмена, показателем которого служила скорость
потребления кислорода, повышается после адаптации к высокому кислород, ному режиму и снижается после
адаптации к низкому. Выраженность сдвигов в уровне обмена после адаптации к тому или иному кислородному
режиму определяется экологическими особенностями испытуемых видов рыб.
Таблица 30
Пороговые концентрации кислорода для рыб
(по Jones, 1964)
Вид
Уклея
Коричневый сомик
Кумжа
»
»
»
»
»
»
Карп
»
Кижуч
»
»
Елец
Угорь европейский
Серебряный карась
То же
»
Окунь
Радужная форель
То же
»
»
Плотва
Лосось
Черный окунь малоротый
Голец
»
»
»
»
»
»
Лещ
Колюшка трехиглая
Линь
Окунь желтый
»
Концентрация, мг/л
Температура, °С
0,68-1,44
0,3
1,13
1,16
2,13
2,8
1,28-1,6
1,64-2,48
29
1,1
0,59-2,5
1,3
1,4
2,0
0,57-1,1
1,0
0,5
0,6
0,7
1,1-1,3
2,4-3,7
2,5
0,83-1,42
1,05-2,06
0,67-0,69
2,0-2,2
0,63-0,98
2,0
2,2
2,5
1,52
2,4
2,5
1,35-2,35
2,25
0,25-0,50
0,35-0,52
2,25
0,37-0,88
16
30
6,4
9,5-10
18
24
9,4
17,-2
30
16
16
20
24
16
17
10
20
30
16
16
19-20
11,1
18,5
16
8
15,6
10
15
20
3,5
23
19-20
15-6
20-26
16
20-26
15,5
Значительный интерес представляют данные А. Г. Минц по скорости адаптации пресноводных рыб к
измененному газовому режиму. Новый уровень обмена устанавливается спустя 12-18 дней после начала
адаптации. В опытах М. Шепарда (1955) показано, что адаптация американской палии к пониженному
65
содержанию кислорода (с 10 до 4 мг/л) наступает уже через 3-12 суток, т. е. даже несколько быстрее, чем в
опытах А. Г. Минц.
Большинство исследований по адаптации рыб к низкому содержанию кислорода выполнено на
холодолюбивых лососевых (Townsend, Earnest, 1940; Townsend, Cheyne, Davison, 1954; Shepard, 1955).
Устойчивость теплолюбивых пресноводных рыб к низким концентрациям кислорода и значение при этом
предварительной адаптации изучены значительно слабее. Можно сказать лишь, что среди пресноводных рыб
холодолюбивые менее устойчивы к снижению уровня кислорода, чем теплолюбивые (Job, 1955; Fry, Hart, 1948).
На рис. 17 отражены типичные различия в дыхательной активности холодолюбивых лососевых и
теплолюбивых карпов (Fry, 1957).
Рис. 17. Различия зависимости интенсивности дыхания рыб
от уровня растворенного кислорода:
1 - Carassius auratus; 2 - Perca flavescens;
3 - Salvelinus fontinalis. Кривые получены
в опытах с 5-граммовыми рыбами при 20° С (по Fry 1957).
Концентрация кислорода 3 мг/л при высоких температурах воды может оказать губительное влияние на
малоустойчивые холодолюбивые виды рыб. Резкое снижение концентрации кислорода до 3 мг/л в совокупности с
другими неблагоприятными условиями вызывает гибель относительно резистентных видов. Предварительная
адаптация к неблагоприятным кислородным условиям приводит к подъему уровня устойчивости и рыбы легко
переносят низкие концентрации кислорода (2-3 мг/л) в течение длительного времени. При умеренно низких
температурах и других благоприятных условиях концентрации кислорода 1 мг/л и ниже допустимы не только для
резистентных видов рыб, но и малоустойчивых, в случае их предварительной адаптации к низкому содержанию
кислорода. Характеризуя величину пороговой летальной концентрации кислорода для той или иной группы рыб,
необходимо помнить, что она зависит от уровня содержания кислорода в данном водоеме и может заметно
отличаться от соответствующей величины для рыб из водоема с другим кислородным режимом. Следовательно,
предельно допустимая концентрация кислорода будет различной для рыб разных водоемов и требует
специального определения в каждом отдельном случае.
Таким образом, можно считать, что низкое содержание кислорода в воде (0,5-3,0 мг/л) оказывает
губительное действие на рыб. Летальная концентрация кислорода зависит от вида рыб и от многих факторов
водной среды, из которых особое место занимают яды промышленных сточных вод (Merkens, Downing, 1957).
В свою очередь, дефицит кислорода влияет на интенсивность обмена, приводит к снижению устойчивости
рыб ко многим ядам органической и неорганической природы. Выраженность этого влияния определяется
степенью связи между интенсивностью обмена у рыб и насыщением воды кислородом. Многочисленными
исследованиями, обобщенными в сводке Г. Г. Винберга (1956) и Ф. Фрая (Fry, 1957), установлено, что
интенсивность обмена определяется содержанием кислорода в воде. По данным А. Б. Лозинова (1950, 1952,
1953), полученным в опытах на мальках и сеголетках севрюги и осетра, с увеличением содержания кислорода в
воде растет скорость его потребления. Но имеется некоторый диапазон концентраций, при которых
интенсивность обмена не зависит от уровня растворенного кислорода. Эти факты согласуются с
представлениями Т. И. Привольнева (1947) о существовании «кислородной зоны адаптации», т. е. определенного
диапазона концентраций кислорода, в пределах которого обмен не зависит от кислородного режима.
Рассматривая характер зависимости уровня обмена от содержания кислорода, А. Б. Лозинов предлагает
различать «критическую концентрацию» - начальное снижение интенсивности обмена при оптимальной
активности и «пороговую концентрацию», вызывающую угнетение основного обмена с последующей гибелью
рыб. Сходные соображения были высказаны Ф. Фраем (Fry, 1947). Он подчеркнул, что необходимо
дифференцированное изучение зависимости активного и стандартного обмена от степени насыщения воды
кислородом. Оказалось, что интенсивность активного обмена более тесно связана с содержанием кислорода в
66
воде, чем основного обмена, и находится в прямой зависимости от уровня кислорода в значительном диапазоне
концентраций.
Установлена зависимость интенсивности обмена от совместного действия температуры и содержания
кислорода в воде (Fry a. Hart, 1948; Лозинов, 1950; Gibson, Fry, 1954; Job, 1955). С повышением температуры при
постоянной концентрации кислорода увеличивается потребление кислорода и интенсивность обмена (рис. 18), т.
е. чем выше температура, тем при большем содержании кислорода начинается снижение его потребления. Из
данных Д. Фергюсона (по Fry, 1957) следует, что постепенное уменьшение содержания кислорода с 4 до 2 мг/л
приводит к снижению интенсивности активного обмена в широком интервале температур от 5 до 25° С (рис. 19).
Значительный интерес представляют результаты опытов Д. Грэхем (Graham, 1949), проведенных на сеголетках
Salvelinus fontinalls в лаборатории Ф. Фрая. Изучая совместное действие температуры и содержания кислорода на
интенсивность обмена, она выявила два интересных факта. Если уровень стандартного обмена постоянно
возрастает по мере повышения температуры, то активный обмен увеличивается лишь при подъеме температуры
до 20°С, а затем начинает падать, несмотря на последующее повышение температуры. Кроме того,
интенсивность метаболизма рыб определяется температурой лишь при оптимальном содержании кислорода в
воде. Если насыщение воды кислородом достигает критической величины и падает, то значение температурного
фактора в определении уровня обмена полностью нивелируется и на первый план выступает содержание
кислорода. Эти факты имеют существенное значение для интер претации результатов многочисленных опытов,
направленных на выявление зависимости уровня устойчивости рыб к ядам от содержания кислорода в воде.
Рис. 18. Зависимость активного обмена Amphidon alosoides
от температуры и концентрации кислорода:
1-при температуре 5°С; 2- при 10° С; 3-при 15° С (по Fry, 1957).
Рис. 19. Совместное действие концентрации растворенного кислорода
и температуры на потребление кислорода Регса flavescens.
Цифрами обозначены концентрации растворенного кислорода:
1 - воздушное насыщение; 2 - 4 мг/л; 3 - 3 мг/л; 4 - 2 мг/л; 5 - контроль (по Fry, 1957).
67
Б. Соулейт, Ф. Пентелов и Р. Базиндель (Southgate, Pentelow, Bassindal, 1933) в серии экспериментов,
проведенных на радужной форели с цианидом натрия (0,11 мг/л) и паракрезолом, показали, что в нижних
концентрациях кислородного насыщения (от 20 до 60%) устойчивость рыб к ядам быстро падает с уменьшением
растворенного кислорода. Если принять в качестве индикатора устойчивости время опрокидывания рыбы, то при
30% кислородного насыщения устойчивость в семь раз ниже, чем при 100% кислородного насыщения.
Контрольными опытами авторы показали, что форель при 4,5° С почти трое суток находится без видимого
повреждения в воде с 25% кислородного насыщения, что согласуется с более ранним наблюдением Б. Соусгейта
(1933). Результаты опытов, представленные на рис. 20 и 21, показывают, что кривые, отражающие связь между
устойчивостью форели к обоим ядам и концентрацией кислорода, сходны и вскрывают неспецифический
характер этой связи. Авторы приходят к выводу, что если недостаток кислорода сам по себе еще не губителен, то
он может существенно снизить устойчивость рыб к различным токсическим компонентам промышленных
сточных вод.
Рис. 20. Токсичность цианистого калия для радужной форели
при различных концентрациях растворенного кислорода;
t - время опрокидывания рыбы в минутах (слева) и время опрокидывания в минутах (справа)
(no Southgate, Pentelow, Bassindale, 1933).
Рис. 21. Токсичность паракрезола для радужной форели
при различных концентрациях растворенного кислорода
Условные обозначения те же, что и на рис. 20
(по Southgate, Pentelow, Bassindale, 1933).
Данные Б. Соусгейта и др. (1933) по зависимости устойчивости рыб к ядам от уровня кислородного
насыщения были значительно расширены за счет опытов с ядами различных групп органической и
неорганической природы (Downing, 1954; Downing, Merkens, 1955; Herbert, Elkins, Mann, Hlemens, 1957; Merkens,
68
Downing, 1957; Weiss, Botts, 1957;' Alderdice, Brett, 1957; Lloid, I960, 1961; Alderdice, 1963 и др.).
В обстоятельном сообщении К. Даунинг (1954) были изложены результаты опытов по влиянию
содержания растворенного кислорода на устойчивость радужной форели к трем различным концентрациям
цианистого калия: 0,105; 0,116 и 0,155 мг/л. Всего было поставлено 27 опытов с девятью различными
концентрациями кислорода. Было показано, что устойчивость рыб к ядам, показателем которой служит время
гибели в растворах цианидов, увеличивается с возрастанием содержания кислорода (рис. 22). Повышение
устойчивости рыб более выражено при высоком содержании кислорода и низком уровне токсического агента.
Эти факты представляют существенное дополнение к данным Е. Соусгейта и др. (1933).
Рис. 22. Влияние концентрации растворенного кислорода (в мг/л)
на период выживания радужной форели в растворе цианистого калия.
Воздушное насыщение дано в %. Для среднего времени выживания дана
логарифмическая шкала. Цифрами обозначены подсчитанные
величины концентрации вещества в мг/л:
1 - 0,105; 2 - 0,105; 3 - 0,116; 4 - 0,155; (по Downing, 1954).
В совместных работах с Д. Меркенсом (Downing, Merkens, 1955; Merkens, Downing, 1957) К. Даунинг
представила новые доказательства зависимости устойчивости рыб к ядам от содержания кислорода в опытах с
аммиаком на молоди радужной форели (Salmo gairdneri), окуня (Рекса fluviatilis), плотвы (Rutilus rutilus) и
пескаря (Gobio gobio). Концентрация кислорода варьировала от 1,5 до 8,5 мг/л, а аммиака от 0,88 до 8,8 мг/л (N).
Время гибели, характеризующее уровень устойчивости рыб, снижалось с увеличением концентрации яда при
разном содержании кислорода. В то же время устойчивость рыб возрастала при всех концентрациях яда с
повышением содержания кислорода и понижалась с его уменьшением. Авторы отмечают более выраженное
влияние на устойчивость рыб низких концентраций кислорода. Указываются видовые особенности изменения
устойчивости рыб к ядам в зависимости от содержания кислорода. Так, устойчивость пескаря к аммиаку не
претерпевала каких-либо заметных сдвигов в широком интервале концентраций кислорода в сравнении с
устойчивостью окуня, плотвы и радужной форели. Подпороговые концентрации аммиака оказали выраженное
снижение устойчивости молоди радужной форели к дефициту кислорода, в то время как устойчивость молоди
окуня и плотвы осталась без изменений. В отчетах этой же лаборатории (W. P. R., 1958) сообщалось, что в
растворах фенолов (от 7 до 14 мг/л) устойчивость рыб снижалась с уменьшением концентрации растворенного
кислорода (от 100 до 30% воздушного насыщения). Снижение устойчивости рыб к фенолу оказалось менее
выраженным, чем в опытах с цианидами и недиссоциированным аммонием.
Д. Херберт и др. (Herbert et al., 1957) в опытах со сложными сточными водами, содержащими различные
комплексы токсических веществ, показали, что снижение концентрации растворенного кислорода с 8 до 4 мг/л
приводило к двукратному снижению устойчивости радужной форели (показателем устойчивости служило время
гибели рыб в синтетических моющих средствах) (рис. 23). С. Вейс и Д. Ботc (Weis a. Botts, 1957) в опытах с
другим токсическим веществом - раствором «Sarin» выявили снижение устойчивости рыб к яду при низком
содержании кислорода в воде и увеличение устойчивости по мере его повышения, что согласуется с
предыдущими наблюдениями.
69
Рис. 23. Влияние концентрации растворенного кислорода (в мг/л)
на период выживания радужной форели (в мин)
в растворе синтетических детергентов (по Herbert ex. al., 1957)
Д. Олдердайсу и Д. Бретту (Alderdice, Brett, 1957) в опытах со сточными водами бумажной фабрики
удалось установить изменение пороговой концентрации при изменении кислородного режима (рис. 24). С
понижением содержания растворенного кислорода снижалась пороговая токсическая концентрация сточной
жидкости с 4,8 до 2,5%. Данные этих авторов удовлетворительно согласуются с данными лабораторного анализа
зависимости устойчивости рыб от содержания кислорода в воде.
Рис. 24. Влияние концентрации растворенного кислорода (в мг/л)
на токсичность сточных вод бумажной фабрики:
1 - кислород, требуемый для дыхания;
2- имеющийся кислород (по Alderdice а. Brett, 1957).
Изложенные материалы свидетельствуют о существовании тесной связи между содержанием кислорода в
воде и уровнем устойчивости рыб к ядам различных химических групп. Снижение уровня кислорода ниже
критического порога, будучи само не губительно, сопровождается заметным понижением токсикорезистентности
рыб. Каков же механизм реализации этого феномена? В работе французских исследователей Д. Кордье и М.
Ворбе (Cordier, Worbe, 19546) показано, что при низком кислородном режиме повышается проницаемость тканей
рыб к этиловому спирту. Опыты проводились на плотве при содержании кислорода 1,5-2 мг/л вместо 6 мг/л в
контроле, при концентрациях спирта 1,2 и 5 г/л. Об изменении проницаемости судили на основе сопоставления
концентрации спирта в теле рыбы и окружающей воде. Испытуемые рыбы, находившиеся в воде с дефицитным
содержанием кислорода, содержали больше этилового спирта, чем контрольные. Более высокое содержание
этилового спирта у рыб при асфиксии можно объяснить либо повышенной скоростью проникновения яда в
организм, либо его замедленной нейтрализацией и выведением, либо тем и другим вместе.
70
Р. Ллойд (Lloyd, 1960, 1961) изучал изменение устойчивости рыб к ядам промышленных сточных вод (на
примере цинка, меди, свинца, фенола и аммиака) в зависимости от уровня кислородного насыщения. Несмотря
на заведомо различный механизм действия этих веществ на рыб, автор установил сходный характер зависимости
устойчивости рыб от насыщения воды кислородом: с понижением содержания кислорода падает устойчивость
рыб к каждому из испытанных ядов (рис. 25). Иными словами, снижение токсикорезистентности рыб при
дефиците кислорода не зависит от природы яда и всецело определяется особенностями дыхательной активности
рыб.
Рис. 25. Зависимость токсичности некоторых ядов
от концентрации растворенного кислорода:
Xs - концентрация яда при 100% насыщении;
X - концентрация яда при минимальном насыщении воды кислородом;
1 - цинк; 2 - свинец; 3 - медь; 4 - фенол (по Lloyd, 1961).
По мнению Р. Ллойда, ведущим моментом при этом является увеличение тока воды, проходящего через
жабры и, как следствие этого, возрастание количества яда, достигающего поверхности жаберного эпителия с
последующим проникновением в организм. Концентрация яда на поверхности жаберного эпителия определяется
не только концентрацией яда в растворе, но и скоростью дыхания. По данным, полученным М. Шепардом
(Schepard, 1955), с понижением концентрации кислорода в воде содержание гемоглобина в крови увеличивается
и, что собственно важно, увеличивается скорость циркуляции крови через жабры.
Таким образом, снижение концентрации кислорода в воде вызывает сложный комплекс сдвигов в
деятельности многих функциональных систем организма рыб, некоторые из которых имеют решающее значение
в определении скорости проникновения и накопления токсических веществ в организме. Поэтому уровень
растворенного кислорода в воде оказывает неспецифическое влияние на токсикоре-зистентность рыб ко многим
ядам промышленных сточных вод. Это следует учитывать не только при планировании опытов по определению
степени токсичности вещества, но и при биологическом нормировании предельно допустимых концентраций
ядов промышленных сточных вод в естественных водоемах.
АКТИВНАЯ РЕАКЦИЯ СРЕДЫ (ВЕЛИЧИНА рН)
В классических работах С. Н. Скадовского (1923, 1926, 1928) показана решающая роль рН в
распределении гидробионтов в пресноводных водоемах. В последующем было установлено, что концентрадия
водородных ионов, определяющая активную реакцию среду, играет важную роль в изменении устойчивости рыб
к различным токсическим компонентам промышленных сточных вод. При этом имеются в виду не крайние
величины рН, которые оказывают губительное действие на рыб, а лишь те, которые не оказывают видимого
токсического эффекта.
Величина рН морской воды обычно колеблется незначительно (8,1-8,3 или 7,5-8,5), Поэтому морские виды
рыб менее устойчивы к резким колебаниям рН, чем пресноводные виды. По данным Е. Пауэрса (Powers, 1923),
полученным в опытах с сельдью (CLupeu pallasi), изменение величины рН на 0,2 приводит к изменению
пороговой концентрации кислорода, а предельно допустимые колебания рН для акулы находятся в области 8,28,7.
Величина рН в пресных и особенно малопроточных водоемах широко варьирует не только в течение года,
но и на протяжении суток (Зернов, 1949). Активная реакция среды определяется характером почв, растений,
концентрацией растворенных карбонатов, бикарбонатов и многими другими факторами, влияющими на
интенсивность и направленность биологических процессов в водоеме. В любых пресных водоемах присутствуют
71
кислоты органического происхождения, поэтому минерально-кислотные загрязнители могут суммировать свое
ядовитое действие с кислотами естественного происхождения, вызывая массовую гибель рыб. Имеется обширная
литература по вопросу выявления пороговой величины различных кислот и щелочей, оказывающих в основном
токсическое действие на рыб путем изменения величины рН. Критический обзор этих работ представлен П.
Дудоровым и М. Катцом (Doudoroff, Katz, 1950).
SchaperCLaus (1926, 1927), Brown, Jewel (1926), Dahl (1927), Dyk (1940), Menzies (1927), Kreaser (1930),
Southgate (1948) установили, что рыбы способны длительно существовать в кислой воде при рН ниже 5,0.
Устойчивость различных пресноводных рыб к действию сильно щелочной воды изучали многие (Wells, 1915;
Belding, 1927; Wiebe, 1931; Bandt, 1935, 1936; Sanborn, 1945). А. Уиб (1931) установил, что прудовые рыбы
резистентны к быстрым изменениям рН в области от 6,0 до 9,6.
Суммируя все полученые данные, можно сделать вывод, что большинство пресноводных форм способны
нормально жить в воде при рН 5,0-9,0 (табл. 31), а наиболее резистентные могут существовать даже при рН ниже
4,0 и выше 10,0.
Таблица 31
Предельно допустимые концентрации водородных ионов (рН) для рыб
(по W. Q. С, 1952)
Величина рН
минимальная
максимальная
3,6
4.0
10,1
4.1
9,5
4.3
4,8
4,8
9,2
5,0
9,0
5.4
5,4
11,4
6,0
11,0
Характер влияния на рыб
Окунь живет 2 недели, карп погибает
Граница для большинства устойчивых видов
Диапазон устойчивости форели
Карп гибнет за 5 дней
Нижняя граница для форели
Токсическая граница для рыб
Допустимая область для большинства рыб
Нижняя граница для карпа и окуня
Избегают (предел)
Не избегают воду в этих пределах
В работах М Велса (Wells, 1918), В. Шелфорда (Schelford, 1918), А. Карстена (Karsten, 1934), Д. Лонгвелла
и Ф. Пентелова (Longwell, Pentelow, 1935) и многих других выявлено, что изменение концентрации водородных
ионов и смещение активности реакции в ту или иную сторону от нейтральной точки оказывает заметное влияние
на устойчивость рыб к ядам, а также меняет степень токсичности различных компонентов промышленных
сточных вод. Эти сведения касаются довольно обширной группы токсических веществ, из которых следует
упомянуть аммиак, аммоний и аммонийные соли. Оказалось, что устойчивость рыб к некоторым аммонийным
солям, таким, как NH4CI, (NH^SCU, значительно ниже в щелочной среде, чем в нейтральной (Wells, 1915;
Schelford, 1918; Grindley, 1946).
П. Дудоров и М. Катц (1950) высказали предположение, что широкое расхождение литературных данных
относительно степени токсичности аммонийных солей в различных водах (Powers, 1917; McKay, Vars, 1931; Ellis,
1937) объясняется колебанием величины рН. М. Эллис (1937) отмечает, что токсичность аммонийных солей
увеличивается даже при незначительном повышении величины рН (с 7,4 до 8,0) почти в два раза. К. Вурман и др.
(1947) подтвердили эти наблюдения. Опыты, проведенные с неионизированным свободным аммиаком и
аммонием (NH3 • Н20) и аммонийными солями на относительно устойчивом виде рыб - голавле (Squalls cephalus),
показали, что устойчивость рыб к этим соединениям зависит от величины рН испытуемого раствора (от 7,0 до
9,5) и определяется главным образом активной реакцией среды.
Д. Лонгвелл и Ф. Пентелов (1935), изучая токсическое действие сульфидов на ручьевую форель,
обнаружили, что устойчивость рыб и к этой группе ядов меняется с изменением величины рН в пределах от 6,0
до 9,0 единиц при постоянной концентрации яда - 3,2 мг/л. Понижение величины рН на две единицы (с 9,0 до
7,0) привело к резкому падению устойчивости (время гибели испытуемых рыб сократилось со 120 до 8 мин).
Изучая токсическое действие растворов различных металлов, обычно не обращали внимание на активную
реакцию растворов. Между тем соли многих металлов интенсивно гидролизуются и их токсический эффект
может быть обусловлен не непосредственным вредным действием катионов металлов, а конечной кислотностью
раствора. Известно, например, что водные растворы хлоридов,, нитратов или сульфата аммония, железа, хрома,
стронция, марганца, меди, свинца имеют кислую реакцию вследствие частичного гидролиза. В случае попадания
таких растворов в естественную щелочную воду в осадок выпадает малорастворимая гидроокись или основание
соли, а вместе с этим меняется фактическая концентрация токсического агента в растворе. Именно с этих
72
позиций следует подойти к оценке литературных данных (W. S. С. W. Р., 1939; Warrick et al., 1948) относительно
способности некоторых рыб (молодь черного окуня) противостоять чрезвычайно высоким концентрациям
сульфата меди до 150 мг/л CuS04-5H20 при растворении ее в жесткой, высокощелочной воде. При таких условиях
образуется нерастворимое основание карбоната меди [Сu(ОН)2], выпадающее в осадок и не оказывающее
токсического влияния на рыб. При аэрации токсического раствора во время опытов удаляется свободная СO2 и
тем самым повышается величина рН. П. Дудоров (1953) в опытах, проведенных на ушастом окуне, показал, что
рыбы в состоянии выдержать концентрацию 500 мг/л CuS04-5H20, добавленную в высокощелочную воду, в
течение 6 дней. Раствор меди на протяжении всего опыта непрерывно аэрировали, а также за полтора часа до
погружения рыб в него. В неаэрированном растворе подопытные рыбы погибали через 115 мин после
погружения. В другой серии опытов к щелочной воде добавляли сернокислую медь - 208 мг/л и различные
количества соляной кислоты. Токсический раствор аэрировался. При рН 7,1 в этом растворе в течение 10 дней
погибло шесть окуней из 10. В растворе с рН 7,6; 8,0 и 8,4 (после аэрации) все 10 окуней оставались живы на
протяжении 10 дней, а в более кислой среде при рН 6,5; 6,1 и 5,0 подопытные рыбы погибли за 6 ч. Интересны
результаты опытов Д. Джонса (Jones, 1939), выполненные им на колюшке с раствором хлористого железа. Автор
установил, что с понижением величины рН устойчивость рыб к хлорному железу резко падает. Так, например,
при рН 4,6 (1,5 мг/л Fе) рыбы погибали в течение 72 ч, при рН 4,4 (2,0 мг/л Fe) - в течение 48 ч. Последующее
снижение величины рН до 4,2 (3 мг/л Fe), 3,8 (7,0 мг/л Fe) и 3,4 (20 мг/л Fe) сопровождалось сокращением
времени гибели и было равно 24; 6 и 3 ч (соответственно). Динамика гибели испытуемых рыб в различных
растворах хлорного железа и в различных растворах соляной кислоты с соответствующей величиной рН, были
идентичны, следовательно, токсичность растворов FeCL3 обусловлена главным образом его кислотностью. Этот
вывод был подтвержден и в опытах с сернокислым железом. Раствор FeS04, вначале слегка кислый, в ходе
опытов становился высококислотным и коричневым по цвету вследствие образования H2S04 и Fe(OH)3 путем
гидролиза и окисления. Токсичность этого раствора также объясняется его кислотностью. Вместе с тем растворы
Аl(NO3)3 и Cr2SO4 уже при рН, равном 5 или 6 единицам, вызывают гибель испытуемых рыб за 24-144 ч, что не
связано с кислотностью этих растворов, ибо соляная кислота с равной величиной рН не оказывала на рыб
выраженного токсического действия.
Последующие работы были направлены на выявление степени токсичности различных металлов. Можно
сослаться на сообщение X. Бандта (Bandt, 1946) о зависимости токсичности железа от величины рН, а также на
работы Ф. Трама и Р. Бенойта (Trama, Benoit, 1960) и С. Тарзвела и С. Хендерсона (Tarzwell, Henderson, 1960).
Изучая токсичность шестивалентного хрома, Трама и Бенойт пришли к выводу, что устойчивость ушастого окуня
резко повышается с увеличением щелочности раствора. На основе этого факта они предложили снижать
токсичность шестивалентного хрома путем разбавления сточных вод, содержащих хром, щелочью.
Устойчивость рыб к некоторым другим малораспространенным металлам (бериллий и уран) также
определяется величиной рН (Tarzwell, Henderson, 1960). Все это свидетельствует о важном значении активной
реакции среды в определении степени устойчивости рыб к большой группе металлических солей,
встречающихся в составе различных промышленных сточных вод.
Имеются разрозненные литературные данные относительно зависимостн устойчивости рыб от величины
рН и для некоторых других ядов промышленных сточных вод. Так, по данным английской лаборатории изучения
водных загрязнений (R. W. Р., 1957), устойчивость радужной форели к токсическому действию хлора значительно
выше в нейтральной и слабощелочной среде (7,4 и 8,2), чем в слабокислой (рН 6,2). Противоречивые данные
получены в опытах с цианидами. Ф. Бринлей (Brinley, 1927), а затем К. Вурман и X. Вокер (Wuhrmann, Woker,
1948), изучая токсическое действие растворов цианидов, пришли к выводу, что активным началом при этом
является недиссоциированная цианистая кислота (HCN), токсическое действие которой уменьшается с
повышением величины рН. В опытах на голавлях они отметили, что токсичность раствора, содержащего 0,66
мг/л цианистой кислоты, удваивалась при изменении рН от 8,84 до 7,58. Однако Б. Соусгейт (1948) пришел к
выводу, что токсичность цианистого натрия для радужной форели остается без каких-либо изменений при
увеличении рН от 6,0 до 8,5.
По мнению английских исследователей (W. P. R., 1957) токсичность фенола также не зависит от величины
рН.
Таким образом, имеются работы, в которых значение величины рН не выявляется столь отчетливо или
вообще отрицается. Следовательно, роль рН в определении устойчивости рыб к различным группам ядов
промышленных сточных вод еще не ясна и нуждается в дополнительном исследовании. В связи с этим мы
предприняли специальное исследование с целью выявить характер зависимости двух основных параметров
концентрация - время, определяющих скорость развития, выраженность и исход токсического процесса от
величины рН.
Мы изучали токсическое действие шести концентраций фенола: 25, 50, 100, 200, 400 и 800 мг/л при
изменении величины рН от 4,0 до 11,0.
Методика опытов уже, была описана ранее, поэтому укажем только, что опыты проводились при
стандартных условиях: температура 15°С, кислород 7-4,5 мг/л, жесткость 10° Нем. При статистической обработке
результатов определения продолжительности жизни в токсическом растворе при различных рН использовали
73
непараметрический критерий Вилкоксона.
В первой части нашего исследования (150 карасей, возраст 2 + ) были проведены опыты при шести
различных рН: 3,0; 4,0; 7,2; 9,0; 11,0 и 12,0 единиц. Концентрация фенола во всех случаях была 50 мг/л.
Контрольные опыты, направленные на выявление устойчивости карасей к различной концентрации водородных
ионов, показали, что крайние величины используемой нами шкалы рН - 3,0 и 12,0 остротоксичны и вызывают
гибель в течение 1,0 и 2,2 ч (соответственно). Следующие две крайние величины рН - 4,0 и 11,0 не оказывали
заметного токсического эффекта в течение 10 дней и поведение подопытных рыб ничем не отличалось от
контрольных. Результаты опытов с раствором фенола 50 мг/л при пяти различных величинах рН (табл. 32) не
позволили выявить существенных изменений устойчивости карасей к фенолу под влиянием изменения
концентрации водородных ионов. Следует отметить, что в растворах фенола с крайними значениями рН- 4,0 и
11,0 имела место статистически недостоверная тенденция ускорения гибели рыб в сравнении с контролем (при
рН 7,2). В связи с этим возникла необходимость более подробного изучения устойчивости рыб к фенолу при этих
величинах: детально сопоставлялся характер зависимости концентрация-время при рН 4,0 и 11,0, но с большим
диапазоном легальных концентраций фенола (от 25 до 800 мг/л), ибо сравнение эффективности всей шкалы
концентраций несомненно дает больше сведений для оценки изучаемого фактора, чем суждение о нем по какойлибо одной концентрации.
Таблица 32
Средняя продолжительность жизни карасей в растворе фенола 50 мг/л
при различных величинах рН
Величина рН
4,0
5,0
7,2
9,0
11,0
Средняя длина рыб,
см
8,7
8,7
9,2
8,0
8,1
Средняя масса рыб,
г
9,0
10,5
10,3
10,8
9,1
Средняя продолжительность
жизни, ч
6,1
7,5
7,2
5,6
5,8
Примечание. Во всех случаях испытывали по 20 рыб.
Эта серия опытов была проведена на 360 карасях (240 опытные и 120 контрольных). Характер
зависимости концентрация-время, а стало быть, и устойчивость при испытании токсичности фенола с рН 4,0 и
11,0 фактически не менялся в широком диапазоне летальных концентраций (рис. 26), следовательно, динамика
гибели подопытных рыб имела сходный характер при различных рН. Устойчивость рыб к минимальной
смертельной концентрации фенола 25 мг/л несколько изменилась и время гибели при рН 4,0 сократилось в 1,7
раза в сравнении с контролем (рН 7,2), а при рН 11,0-в 1,9 раза. Обращает на себя внимание и тот факт, что
токсичность фенола увеличивалась как в кислом растворе, так и в щелочном. По-видимому, это можно объяснить
неспецифическим повреждающим влиянием указанных величин рН, ослабляющих устойчивость рыб к
различным патологическим воздействиям. В растворе фенола 800 мг/л при рН 4,0 караси гибли быстрее в
среднем на 20 мин, чем в контроле. Различие оказалось статистически достоверным, но, отвлекаясь от чисто
формального подхода, можно считать, что в токсикологическом отношении такое различие несущественно.
Рис. 26. Зависимость времени выживания карасей от концентрации яда
при разных величинах рН: 1 - время выживания при рН 7,2; 2- при рН 4; 3 - при рН 11,0.
74
Выявленные незначительные различия продолжительности жизни карасей в растворах фенола в
большинстве случаев не получили подтверждения при статистической обработке. Так, из шести концентраций
фенола при величине рН 4,0 различие среднего времени выживания у контрольных и подопытных рыб оказалось
недостоверным в четырех случаях (50, 100, 200 и 400 мг/л) и только при концентрациях 25 и 800 мг/л оно
оказалось достоверным. Аналогичные данные были получены и при обработке результатов опытов при рН 11,0.
Только в одном случае, в растворе фенола 25 мг/л, различие оказалось статистически реальным.
Результаты наших опытов совпадают с данными английских авторов (W. P. R., 1957) и свидетельствуют о
слабой связи между устойчивостью рыб к фенолу и величиной рН токсического раствора.
Необходимо иметь в виду, что устойчивость рыб при крайних величинах рН 4,0 и 11,0, оказывающих, повидимому, субтоксическое влияние на организм, заметно снижается, что отражается на сокращении времени
выживания при минимальных летальных концентрациях фенола.
Необходимо отметить, что имеются два пути влияния меняющейся концентрации водородных ионов на
результаты опытов по определению степени токсичности различных компонентов промышленных сточных вод;
прямой и косвенный. Косвенный путь - это изменение токсичности самих веществ за счет различных химических
превращений, обусловленных сдвигом активной реакции среды в ту или иную сторону. В качестве иллюстрации
можно сослаться на отмеченное выше изменение токсичности солей различных металлов вследствие частичного
или полного гидролиза, образования плохо растворимых карбонатов и выпадения их в осадок. Известно, что
токсичность таких соединений, как аммоний или различные цианиды, значительно выше у недиссоциированных
молекул в сравнении с диссоциированными ионами. Именно поэтому токсичность аммония возрастает с
увеличением рН раствора в силу нарастания концентрации неионизированных молекул. В данном случае
изменение токсичности под влиянием рН достигается путем изменения концентрации токсического агента, а не
его химического превращения. Нарастание токсичности цианидов имеет место при сдвиге рН раствора в кислую
сторону и уменьшается при добавлении щелочей.
Однако основное влияние активной реакции среды на устойчивость рыб к ядам промышленных сточных
вод состоит, по-видимому, в изменении интенсивности обмена и кислородного потребления, хотя имеющиеся
литературные сведения не позволяют считать этот вопрос окончательно решенным. Б ряде работ была
обнаружена связь между величиной рН и скоростью потребления кислорода. Мы имеем в виду результаты
опытов Ф. Холла (Hall, 1931), В. Виба и его сотрудников (Wiebe, Fuller, 1933; Wiebe, McGavock, 1933; Wiebe et al.,
1934). Холл описал снижение скорости потребления кислорода у Sphaeroi-des maculatus при повышении
кислотности воды с 8,5 до 6,5 единиц. В обширной серии работ, выполненных в лаборатории Виба на различных
видах рыб, установлено, что в определенном диапазоне величин рН (6,5; 7,5; 8,1; 9,4; 9,6; 9,7) скорость
потребления кислорода после кратковременного повышения устанавливается на прежнем уровне. Авторы
показали также, что при крайних величинах рН устойчивость рыб к дефициту кислорода резко падает (рис. 27).
Рис. 27. Зависимость летальной концентрации кислорода (в мг/л) от рН среды:
1-окунь черный малоротый (при 25° С); 2 - крапия белая (при 25° С);
3 – радужная форель (при 11,7° С); 4 - радужная форель (при 13,5° С)
(по WIebe et. al., 1934).
Эти опыты особенно интересны, так как вскрывают существование зависимости пороговой концентрации
кислорода от величины рН. Причем имеется определенный диапазон величин рН, с минимальной пороговой
концентрацией кислорода для рыб. Увеличение или уменьшение рН (по отношению к этому диапазону) приводит
75
к повышению пороговой концентрации кислорода. Установлено (Leiner, 1937; Свиренко, 1937; Lindroth, 1942;
Новикова, 1939), что смещение рН в кислую сторону приводит к заметному снижению интенсивности обмена.
По данным Т. В. Новиковой (1939), полученным в лаборатории С. Н. Скадовского, интенсивность потребления
кислорода карпом при снижении величины рН. Следует согласиться с мнением М. Лей-нер (1937), что в основе
угнетения интенсивности обмена при нижних величинах рН лежит повреждающее субтоксическое действие
ненормальной концентрации водородных ионов.
Таким образом, можно считать, что в основе изменения токсико-резистентности рыб под влиянием
изменения активной реакции среды лежит повреждающее действие субтоксических величин рН и нарушение
нормального хода и уровня обменных процессов, связанных с угнетением дыхания.
Величина рН является важнейшим экологическим фактором, оказывающим неспецифическое влияние как
на степень токсичности различных компонентов промышленных сточных вод, так и на уровень
токсикорезистентности рыб. Именно поэтому при биологическом нормировании предельно допустимых
концентраций должны быть учтены особенности величины рН воды данного водоема и ее колебания.
ЖЕСТКОСТЬ ВОДЫ
Уже в работах Л. Легера (Leger, 1912) и А. Томаса (Thomas, 1915) было установлено, что токсическое
действие солей тяжелых металлов резко снижается в жесткой и морской воде. Токсичность некоторых
соединений сернокислого аммония и азотнокислого свинца вообще нельзя было определить в морской воде,
поскольку они немедленно выпадали в осадок. Токсическое действие сернокислого цинка, бихромата калия,
хлоридов кобальта и цинка на рыб в морской воде значительно ослаблено. Fundulus heteroCLitus выживали в
растворах этих солей даже при концентрации 200 мг/л на протяжении 7-14 дней (Thomas, 1915). Но токсичность
других солей тяжелых металлов (хлорид ртути, нитрат кадмия, сульфат и хлорид меди) проявлялась как в
пресной, так и в морской воде.
Можно было предположить, что главной причиной ослабления токсичности солей тяжелых металлов в
высокоминерализованных ) водах является образование осадков, ведущее к изменению активной концентрации
токсического агента. Последующие опыты внесли существенные коррективы в понимание этого вопроса. М.
Эллис (Ellis, 1937) в опытах на золотой рыбке показал, что устойчивость рыб в токсическом растворе сульфата
меди (10 мг/л), приготовленного на дистиллированной воде, постепенно возрастает по мере добавления нитрата
натрия (табл. 33).
Таблица 33
Влияние нитрата натрия на устойчивость рыб к сульфату меди (10 мг/л)
(по Ellis, 1937)
Концентрация NaNO2, мг/л
Дистиллированная вода
500
5000
5000+50
рН
4,0
5,7
6,0
6,4
Время выживания, мин
150
180
400
765
Эллис нашел также, что устойчивость рыб к токсическому действию солей меди может быть повышена
солями магния (Ellis a. Lad-ner, 1935). Кроме того, он выявил различие устойчивости рыб к фтору в мягкой и
жесткой воде. При неизменной концентрации яда (1000 мг/л) время гибели различалось почти в пять раз: 12-29 ч
в очень мягкой и 60-102 ч в жесткой воде.
Д. Джонс (Jones, 1938) провел обстоятельное исследование зависимости устойчивости колюшки к двум
токсическим растворам нитрата свинца 0,4 и 1,0 мг/л (по РЬ) от степени жесткости воды. Изменение жесткости
достигалось путем добавления в мягкую воду различных концентраций хлористого кальция (от 0 до 50 мг/л по
Са). Как и в опытах М. Эллиса с сульфатом меди, устойчивость рыб увеличивалась по мере повышения
концентрации СаС12 в токсическом растворе. Определяя время гибели колюшки в растворе нитрата свинца 1 мг/л
при добавлении 0,5; 10; 20 и 50 мг/л СаС12, Джонс нашел, что оно постепенно увеличивалось: 1,3,6,7 и 10,5 дней
(соответственно). Сходные данные были получены и в опыте, где вместо ZnN03 использовали ZnS04, а вместо
СаС12-Ca(N03)2. И в этом случае колюшка выдерживала токсическое действие сернокислого цинка 2 мг/л (по Zn)
в присутствии 50 мг/л Са на протяжении 10 дней, в то время как эта концентрация цинка без добавления кальция
вызывала гибель рыб за 18 ч. Еще более высокая устойчивость к солям свинца в присутствии кальция была
отмечена в опытах на золотой рыбке. В этих опытах рыба выдерживала токсическое действие 10 мг/л (по РЬ) в
жесткой воде (50 мг/л по Са) на протяжении 15 дней, но погибала при этой же концентрации свинца в мягкой
воде через 60-114 ч после погружения в токсический раствор.
76
Таким образом, в присутствии 50 мг/л Са колюшка выдерживает токсическое действие 1 мг/л свинца или 2
мг/л цинка, а золотая рыбка - 10 мг/л свинца без видимых признаков отравления. Между тем токсическое
действие солей свинца, растворенных в мягкой воде, проявляется уже при концентрации 0,1-0,4 мг/л, а цинка 0,30,7 мг/л (Jones, 1938; Oshima, 1931; Rushton, 1949).
Существующая четкая зависимость устойчивости рыб к токсическому действию солей тяжелых металлов
от степени жесткости воды, подтвержденная данными, полученными в других, лабораториях (Doudoroff a. Katz,
1953; W. P. R., 1957), показывает, что причина изменения токсичности этой группы ядов промышленных сточных
вод не может быть сведена к изменению их растворимости и образованию осадка. Она обусловлена, повидимому, влиянием кальция на клеточную проницаемость и режим поступления ядов в организм.
Показано, что повышенная жесткость воды ограничивает поступление в организм рыб стронция. По
данным А. Н. Марея, М. М. Сау-рова и Г. Д. Лебедевой (1958), увеличение содержания кальция в пресной воде с
40-60 до 280-300 мг/л замедляет скорость поглощения и снижает коэффициент накопления стронция-90 в костях
рыб в 5-6 раз. Дополнительные сведения о влиянии солевого состава и, в частности, жесткости воды на
накопление радиоизотопов гидробиомтами можно найти в работе Г. Г. Поликарпова (1964).
В последнее время (Cairns, Scheier, 1957; Trama, Benoit, 1960; Lloyd, 1960; Tarzwell, Henderson, 1960 и др.)
подтверждены и значительно дополнены прежние наблюдения, а также получены новые данные,
характеризующие зависимость устойчивости рыб к солям тяжелых металлов от уровня жесткости воды, ипыты с
сульфатом цинка, проведенные на Salmo gairdnerii и Lepomis macrochirus, подтвердили данные Д. Джонса (1938)
относительно снижения токсичности ZnSO4 в жесткой воде в сравнении с мягкой. Зависимость I времени
выживания рыб от концентрации была линейной в очень мягкой воде (12 мг/л СаСO3) и криволинейной в
жесткой воде (1320 мг/л СаСO3). Кроме того, цинк менее токсичен в воде, содержащей хлорид кальция, чем в
воде, жесткость которой обусловлена Са(НСO3)2 (Lloyd, 1960). В соответствии с ранними данными Л. Легера
(1912) находятся результаты опытов Кэрнса и Шейера (1957), согласно которым токсичность пороговой
концентрации солей цинка можно значительно снизить добавлением кальция. Устойчивость рыб к цинку в
морской воде значительно выше, чем в пресной. Токсическое действие шестивалентного хрома и фтора
значительно выше в жесткой воде, чем в мягкой (Neuhold a. Sigler, 1960). Установлено также, что пороговая
концентрация бериллия и урана в жесткой воде в 10-100 раз больше, чем в мягкой. Поэтому жесткость воды в
естественном водоеме, в который сбрасывают промышленные сточные воды, содержащие соли различных
металлов, играет важную роль в определении степени их токсичности и уровня устойчивости рыб. Это
обстоятельство должно найти свое отражение и на величине предельно допустимой концентрации различных
солей тяжелых металлов.
Поиски зависимости токсичности некоторых других компонентов - промышленных сточных вод: кислот,
аммиака, аммонийных солей :: и других, от степени жесткости воды были начаты также около (Г 50 лет назад
(Leger, 1912; CLark a. Adams, 1913; Dodero, 1924, 1926), но в последующем не получили должного развития. Л.
Легер (1912), сопоставляя токсичность соляной и серной кислот, пришел к выводу, что первая в 10 раз более
токсична для форели и гольяна в дистиллированной воде, чем вторая. Однако в жесткой воде обнаруженное
различие менее выражено. X. Кларк и Г. Адаме (1913) подтвердили это наблюдение и пришли к выводу, что
нижняя граница токсичности соляной и серной кислот для пресноводных рыб в мягкой воде лежит в пределах
0,0001 N и 0,001 N (соответственно), а в жесткой воде снижается до 0,006 N.
М. Додеро (1924, 1926) показал, что минимальная летальная концентрация Na2S для гольяна, ручьевой и
радужной форели в дистиллированной воде 2 мг/л (0,82 мг/л по S), а в жесткой воде в 25 раз больше - 50 мг/л
(20,5 мг/л по S). Пороговые концентрации этого I яда в дистиллированной воде - 0,8 мг/л и в жесткой - 40,0 мг/л.
Л.^Крейтман (Kreitmarm, 1929) нашел, что минимальная летальная концентрация H2S при одночасовом
испытании оказалась равной 3 мг/л в мягкой воде и 2 мг/л. в жесткой.
В ряде работ (Wells, 1915; Ellis, 1937; Longwell, Pentelow, 1938; Grindley, 1946) установлена прямая связь
между уровнем жесткости воды и устойчивостью рыб к аммиаку и аммонийным солям. Так, например, по
данным Д. Лонгвелла и Ф. Пентелова (1938), устойчивость рыб к сульфиду аммония (NH.ibS в жесткой воде
почти в 12 раз выше, чем в мягкой воде, если судить по минимальной летальной концентрации яда: 2,5 и 0,2 мг/л
(соответственно).
До недавнего времени считали, что с увеличением жесткости устойчивость рыб к различным токсическим
агентам всегда повышается. В последние годы в эти представления были внесены важные коррективы. Ф. Хупер
и А. Гженда (Hooper a. Gvbenda, 1955) установили, что устойчивость рыб и кормовых беспозвоночных к токсафену в мягкой воде выше, чем в жесткой. Д. Дэвис и В. Хардкастл (Davis, Hardcastle, 1959) определяли
устойчивость молоди ушастого окуня (Lepomis macnochirus) и большеротого окуня (Micropterus salmoides) в
растворах с различным уровнем жесткости к некоторым гербицидам, наиболее токсичны из которых изопропилN-(3-хлорфенил) карбомат; диметил-амин-4 (2-метил-4 дихлорфенокси) масляная кислота; 1,2-дибромэтан. По их
данным величина CL50 в течение 24 ч в жесткой воде почти в 2 раза выше, чем в мягкой, и составляла 20-25 мг/л,
в мягкой воде-10-15 мг/л. В данном случае, как и в опытах с ядами неорганического ряда, имеет место более
высокая устойчивость рыб в жесткой воде по сравнению с мягкой. Однако в работе С. Гендерсона, К. Пиккеринга
и Д. Коэна (Henderson, Pickering, Cohen, 1959) вновь описана более высокая устойчивость рыб к мылам в мягкой
77
воде, чем в жесткой. Авторы сопоставили устойчивость молоди Pimephabes promelas к синтетическим
детергентам и хозяйственным мылам в жесткой и мягкой воде. Оказалось, что устойчивость рыб к детергентам
не зависит от жесткости воды, а устойчивость к мылам резко падает в жесткой воде (почти в 40 раз). Поэтому
степень токсичности детергентов и мыл примерно одинакова в мягкой воде, но резко отлична в жесткой.
Разноречивые фактические данные по существу оставляют открытым вопрос о роли жесткости воды в
определении устойчивости рыб к ядам органического ряда. Однако результаты опытов, полученных с
щелочноземельными и тяжелыми металлами, кислотами, аммиаком, сероводородом и др., в работах обзорного
характера (Klein, 1957; Vivier, 1957; Beak, 1958) нередко переносятся и на другие ингредиенты промышленных
сточных вод. Поэтому создается впечатление об универсальном значении выявленного феномена - зависимости
устойчивости рыб к различным группам ядов промышленных стоков от солевого состава воды.
Для определения роли кальция в изменении устойчивости рыб к ядам органического ряда и, в частности,
фенолу мы провели серию специальных экспериментов. Основная цель опытов - изучить характер зависимости
концентрация - время в растворах с мягкой и умеренно жесткой водой (10,3-10,7° Нем.). Мы использовали
умеренно жесткую воду, так как дальнейшее увеличение концентрации кальция и магния могло привести к
побочному токсическому эффекту. Опыты проводились в обычных, описанных выше, методических условиях на
карасях (310 рыб 2-3-летнего возраста). Жесткость воды контролировали трилонометрическим методом.
Токсический эффект концентраций фенола 25, 50 и 100 мг/л определяли в трех повторных сериях опытов (по 20
рыб в каждом), а 200, 400 и 800 мг/л - в двух повторных сериях опытов. Время наблюдения 240 ч. Токсический
раствор не аэрировался, а обновлялся через 24 ч. Основным индикатором в определении устойчивости рыб к яду
служило время их гибели. Результаты опытов контролировали статистически.
В растворе фенола 25 мг/л из 30 подопытных рыб погибли 24, шесть оставшихся карасей после
погружения в чистую воду погибли в течение 3-6 последующих дней (поражены сапролегнией). Средняя
продолжительность жизни испытуемых рыб составляла 172 ч. В мягкой воде из 30 карасей за 240 ч погибла 21
рыба, остальные девять рыб, несмотря на перемещение в чистую воду, также погибли от сапролегнии в течение
последующих 2-5 дней. Средняя продолжйтельность жизни карасей этой группы равна 146 ч. Выявленное
различие средних периодов выживания: 172 ч в жесткой и 146 ч в мягкой воде, оказалось статистически
недостоверным.
В экспериментах с концентрацией фенола 50 мг/л в обеих группах все рыбы погибли в период от 2,5 до 86
ч. Средняя продолжительность жизни рыб в жесткой воде была равна 6,8 ч, а в мягкой 52,2 ч, т.е. различалась
более чем в 7 раз (рис. 28). Это различие статистически достоверно.
Рис. 28. Динамика гибели карасей в растворе фенола 50 мг/л,
приготовленного на мягкой и жесткой воде: 1 - в мягкой воде; 2 - в жесткой.
Мы не смогли выявить статистически достоверного различия продолжительности жизни карасей в
растворе фенола 100 мг/л, приготовленного на жесткой и мягкой воде, хотя среднее время выживания
различалось более чем в два раза (5,5 и 11,2 ч). Здесь, как и в опытах с концентрацией фенола 25 мг/л,
устойчивость рыб не претерпела значительных изменений под влиянием кальция. В опытах с концентрациями
фенола 200, 400 и 800 мг/л средние периодывыживания карасей в жесткой и мягкой воде почти не отличались по
абсолютному значению (табл.34).
Суммируя полученные данные, отмечаем, что жесткость воды в опытах с типичным представителем ядов
органического ряда - фенолом, играет несравненно меньшую роль, чем с солями тяжелых металлов и некоторых
других токсикантов. Это факт сам по себе достаточно интересен и не до конца ясен.
Наши опыты, проведенные на массовом материале, с использованием широкого диапазона летальных
концентраций фенола (25-800 мг/л), позволяют считать, что характер зависимости концентрация - время при
испытании токсичности в мягкой и жесткой воде претерпевает лишь незначительные изменения.
Интересно, что, рассматривая вопрос о характере зависимости между временем выживания испытуемых
рыб и концентрацией фенола (Лукьяненко и Флеров, 1963а), мы отметили более высокую токсичность
приготовленного на умеренно жесткой воде раствора фенола 100 мг/л в сравнении с 200 и 400 мя/л. В
78
последующих опытах этот факт неоднократно воспроизводился во всех случаях, когда токсический раствор
фенола готовился на жесткой воде. Как и в опытах Р. Ллойда (1960) с цинком зависимость времени выживаний от
концентрации яда в жесткой воде более криволинейна, чем в мягкой.
Анализируя литературные данные, можно представить себе два пути влияния кальция на устойчивость
рыб к ядам и токсичность различных компонентов промышленных сточных вод. Один из них заключается в
изменении растворимости токсического вещества, в частности солей тяжелых металлов, приводящим к
образованию осадков, снижающих токсичность растворов. Другой состоит в том, что ионы кальция выступают в
качестве физиологического антагониста токсических катионов тяжелых металлов, снижая клеточную
проницаемость и затрудняя тем самым проникновение ядов внутрь клетки посредством «реакции поверхностной
преципитации» (Heilbrunn, 1927, 1928). Вторая точка зрения, предполагающая активную роль кальция в
снижении клеточной проницаемости, проливает свет на понимание причин изменения устойчивости рыб не
только к токсическому действию катионов щелочных и тяжелых металлов, но и к ряду других компонентов
промышленных сточных вод: кислотам, сероводороду, аммиаку и др. Полученные нами данные на модели
фенольной интоксикации рыб, а также результаты опытов Д. Дэвиса и В. Хардкастла (1959) с гербицидами и С.
Гендерсона, К. Пиккеринга и Д. Коэна (1959) с синтетическими детергентами пока трудно объяснимы и
нуждаются в специальном экспериментальном анализе. Обобщая изложенные в этом разделе данные,
необходимо подчеркнуть, что учет факторов водной среды приобретает первостепенный интерес при
планировании экспериментов, направленных на выявление минимальных смертельных и предельно допустимых
концентраций разнообразных токсических агентов для рыб того или иного конкретного водоема, с его особым
гидрохимическим и гидрологическим режимом. В основе неспецифического влияния факторов водной среды на
исход контакта рыб с ядами лежит изменение их устойчивости, обусловленное сдвигами в уровне метаболизма и
нормального функционирования различных физиологических систем. Концентрация кислорода в воде,
температура и величина рН, оказывая влияние на интенсивность потребления кислорода, приводят к изменению
в деятельности различных функциональных систем, обеспечивающих компенсаторные возможности организма в
ответ на повреждающее воздействие ядов промышленных сточных вод. Полученные в условиях
кратковременного опыта величины летальных и предельно допустимых концентраций токсических агентов могут
оказаться завышенными и при неблагоприятном уровне кислородного насыщения или температуры воды
проявить свое токсическое действие. Поэтому необходимо при описании экспериментальных данных по
токсичности различных компонентов промышленных сточных вод указывать условия проведения опытов,
включающие в себя температуру, величину рН, жесткость и содержание кислорода в токсическом растворе.
Факторы водной среды влияют на исход контакта рыб с ядами и тем самым на величину предельно
допустимой концентрации также и путем химических превращений компонентов промышленных сточных вод.
Образуются осадки, приводящие в конечном счете к изменению концентрации действующего токсического
агента (влияние жесткости и величины рН).
В связи с тем, что рассмотренные факторы водной среды оказывают свое влияние на величину пороговой
79
и предельно допустимой концентрации неодинаковым путем, роль каждого из них различна. По-видимому,
значение и удельный вес конкретного фактора или их комбинации будут существенно меняться в зависимости от
химической природы яда и физиологических особенностей испытуемых видов рыб. Сравнительное изучение
роли различных факторов водной среды в определении уровня устойчивости рыб к различным компонентам
промышленных сточных вод приводится крайне редко, но имеющиеся сведения подтверждают эту точку зрения
(Cairns, Scheier, 1957).
При планировании экспериментов для определения минимально летальной и предельно допустимой
концентрации любого из исследуемых токсических агентов следует, вероятно, избирать не оптимальные для
жизнедеятельности испытуемых рыб показатели рассмотренных факторов водной среды, а их пороговые
величины, т. е. нижние уровни, при которых в поведении рыб не отмечается еще видимых изменений. Это
позволит исключить возможные влияния колебаний факторов водной среды в естественном водоеме (в сторону
их снижения) на устойчивость рыб к тому или иному ингредиенту промышленных сточных вод.
80
Раздел III
ВОЗРАСТНЫЕ, ВИДОВЫЕ И ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ
УСТОЙЧИВОСТИ И ЧУВСТВИТЕЛЬНОСТИ РЫБ К ЯДАМ
СРАВНИТЕЛЬНАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА УСТОЙЧИВОСТИ РЫБ К ЯДАМ
В ЭМБРИОНАЛЬНЫЙ И РАННИЙ ПОСТЭМБРИОНАЛЬНЫЙ ПЕРИОДЫ ЖИЗНИ
Исследование роли возрастного фактора в определении устойчивости рыб к ядам важно для понимания
путей воздействия ядов промышленных сточных вод в естественном водоеме на популяцию вида в целом и
отдельные стадии жизненного цикла, а также для правильного решения проблемы биологического нормирования
предельно Допустимых и минимальных летальных концентраций ядов различной химической структуры. В
данном случае речь идет о правильном выборе тест-объекта с тем, чтобы оценку уровня токсико-резистентности
данного вида рыб проводить в период ее максимального снижения и с учетом именно этого «узкого» места в
жизненном цикле вида. Имеющиеся литературные сведения весьма малочисленны.
В. Шелфорд (Schelford, 1923), сопоставляя устойчивость разных возрастных групп, пришел к выводу, что
на ранних этапах развития рыбы менее устойчивы к ядам, чем взрослые особи. Целесообразность испытания
токсичности той или иной группы ядов в период наименьшей устойчивости рыб получила экспериментальное
обоснование в исследовании Н. С. Строганова и А. М. Пажиткова (1941). В опытах с икрой, личинками,
мальками и взрослыми особями окуня было установлено, что ранние стадии развития менее устойчивы к ионам
меди и аммиаку, чем взрослые рыбы. При равном времени воздействия взрослые окуни выживали в растворах
меди, концентрация которой в 100 раз превышала летальную концентрацию для мальков. В опытах с аммиаком
были получены менее выразительные данные, но достаточно отчетливо свидетельствующие о меньшей
устойчивости эмбрионов и личинок окуня, чем взрослых рыб.
B других немногочисленных публикациях нет единого мнения о степени устойчивости рыб на разных
этапах онтогенеза. В ряде работ (Sollmann, Scthweiger, 1957; Cairns, Scheir, 1957) с солями тяжелых металлов
получено подтверждение того, что устойчивость рыб с возрастом увеличивается.
Значительный интерес представляют данные Г. Г. Поликарпова и В. Н. Иванова (1961, 1962 а, б, в) о
влиянии стронция-90 - иттрия-90 активностью 10-14-10-12 до 10-4 кюри/л на развитие икры некоторых
черноморских рыб (хамса, барабуля, зеленушка, ставрида, каменный окунь). Авторы отметили гибель икринок,
задержку выклева и увеличение процента аномальных личинок в растворах стронция-90 - иттрия-90
концентрацией 10-12 – 10-10 кюри/л. На основе полученных материалов Г. Г. Поликарпов (1964) приходит к
выводу, что рыбы наименее устойчивы к повреждающему действию ионизирующих излучений на ранних
стадиях развития.
По данным Е. Хопкинса (Hopkins, 1928), форель 4-6-месячного возраста нормально живет в воде с рН 7,98,9, в то время как икра и личинки форели и окуня погибают в растворе с концентрацией водородных ионов
около 8,0. В работе Н. Бишая (Bishai, 1962) показано, что реакция личинок и мальков лосося (Salmo salar) и
форели (S. trutta morpha fario) на воду с различной величиной рН определяется возрастными особенностями рыб.
Личинки в возрасте до 3-4 недель индифферентны к слабокислой воде (рН 6,0-6,2), а с пятой недели проявляют
негативную реакцию.
Наряду с этим получены данные (Hall, 1925; Surber, 1935; Kelley, 1946), свидетельствующие об отсутствии
такой зависимости по отношению к высоким концентрациям СO2. Е. Сурбер (1935) отметил, что концентрации
углекислоты между 55 и 78,5 мг/л в жесткой воде при рН 6,9-7,0 вызывают сокращение числа оплодотворенных
икринок и увеличение числа уродливых личинок форели. Снижение концентрации СO2 до 43 мг/л полностью
снимает токсический эффект. Сеголетки форели оставались нормальными в растворе с концентрацией 51 мг/л
свободной углекислоты. Эти данные совпадают с наблюдениями А. Келлея (1948) по влиянию СO2 на развитие
сельди. Эмбрионы сельди не проявляли признаков неблагополучия в широком диапазоне свободной углекислоты.
Имеется еще одна группа работ (Мосевич и др., 1952; Wurtz-Arlet, 1959; Katz a. Wiek, 1961; Вернидуб,
1962), выполненных с ядами органического ряда (фенол, синтетические детергенты, инсектициды). Установлено,
что устойчивость рыб к этим ядам падает с увеличением возраста. Согласно данным Н. А. Мосевича и др. (1952)
мальки плотвы и леща оказались немногим менее стойкими, чем взрослые особи. Выяснилось, что личинки сига
значительно устойчивее мальков леща, плотвы и сеголетков карпа. В опытах с икрой, личинками и годовиками
окуня авторы установили, что годовики менее устойчивы к фенолу, чем икра и личинки.
В 1962 г. М. Ф. Вернидуб опубликовала обстоятельное сообщение о токсическом действии смоляных
фенолов на личинок балтийского лосося. Она использовала в качестве индикаторов токсического эффекта
поведение личинок, состав красной крови и интенсивность дыхания, прирост длины и массы личинок, а также их
жизнеспособность в растворах с различным содержанием фенолов. Оказалось, что при отравлении фенолами у
личинок лосося появляются специфические и неспецифические изменения каждого из упомянутых показателей.
М. Ф. Вернидуб установила, что в растворах смоляных фенолов 3, 12, 25, 50 мг/л личинки погибают в течение
18-20, 8-15, 4-8 и 4 суток соответственно. На основании этих наблюдений она предположила, что концентрация 1
81
мг/л также может оказаться смертельной. К сожалению, автор не приводит данных о величине летальной
концентрации для лососей. Известно (Southgate, Pente-low, Bassindale 1933; Sierp, 1940; Wuhrmann, Woker, 1950;
Лукья-ненко и Флеров, 1966), что минимальная летальная концентрация фенолов для взрослых лососевых рыб
находится в области 0,5-10 мг/л. Сопоставляя эти данные с результатами, полученными М. Ф.. Вернидуб,
становится ясно, что личинки лосося значительно более устойчивы к фенолу, чем взрослые особи. Особенно
четко это различие выявляется при сопоставлении их выживаемости. Согласно нашим данным, полученным на
двухлетних особях радужной и ручьевой форели, в растворе фенола 10-12 мг/л взрослые особи погибают почти в
100 раз быстрее, чем личинки балтийского лосося (129-154 мин и 8-15 суток, соответственно). В серии опытов,
проведенных нами совместно с В. М. Володиным и Б. А. Флеровым, были получены данные, освещающие два
принципиально важных вопроса: 1) характеристику степени устойчивости к ядам органического ряда рыб на
разных этапах онтогенеза и 2) соотношение между максимально переносимыми и минимально смертельными
концентрациями для развивающейся икры, эмбрионов и личинок леща и синца на стадии смешанного питания.
Использовались концентрации фенола: 1, 5, 10, 25, 50, 75, 100, 150, 200, 250, 500, 1000 и 5000 мн/л. Токсический
эффект каждой концентрации определялся в опытах на 200 икринках. Всего для опытов было взято 4600 икринок
и 1150 эмбрионов и личинок. Дважды в сутки сменяли растворы в опытах и контроле. Наблюдения продолжались
от двух до восьми суток. Показателями токсического эффекта служила выживаемость икры, эмбрионов и
личинок, а также характер и выраженность патоморфологических изменений у эмбрионов. Типичные уродства у
эмбрионов были зарисованы с помощью рисовального аппарата.
Максимально переносимая (СМТ) и абсолютно смертельные (CL100) концентрации фенола для
развивающейся икры синца и леща. Для определения СМТ и CL100 фенола при эмбриональном развитии
порции икры синца на стадии начала дробления (2- 4 бластомера) по 200 икринок в каждой помещали в
различные растворы фенола. В растворе фенола 5000 и 1000 мг/л происходит ослизнение и разбухание
вторичных оболочек икринок, при дроблении образуются бластомеры разной величины и формы, часть их
отрывается от общей массы и расползается по желточному мешку. В течение 1-7 ч икра полностью погибает.
Снижение концентрации фенола до 500-250 мг/л также вызывает ряд серьезных нарушений в развитии икры.
Шапочка морулы вытягивается вверх и утончается у основания. Во время гаструляции, в среднем через 20 ч
после начала опыта, вся икра погибает. В растворе фенола 100 мг/л вся икра погибает через 30 ч тоже на стадии
гаструляции. Концентрация 50 мг/л (табл. 35) является предельной, при которой икра синца может развиваться.
Количество икринок, погибших при этой концентрации, было невелико, однако среди выклюнувшихся
эмбрионов более 60% оказались уродливыми и нежизнеспособными. Концентрации 25, 10, 5 и 1 мг/л видимого
токсического эффекта на эмбриональное развитие синца не оказывают. Отход при этих концентрациях был равен
отходу икры, развивавшейся в воде без фенола, околох20%. Таким образом, для икры синца максимально
переносимой концентрацией фенола является 25 мг/л, а минимально смертельной - 50 мг/л. Учитывая эти данные
в опытах с икрой леща, мы значительно сузили диапазон концентрации фенола. Испытыва-лись концентрации
150, 100, 75, 50, 25 и 10 мг/л. Условия опыта были такие же, как с икрой синца. Через 24 ч после начала опыта,
когда в контроле гаструляция уже заканчивалась, у икринок в растворах фенола 150 и 100 мг/л обрастание желтка
бластодермой охватило лишь около 50% поверхности желточного мешка. К этому времени в растворе 150 мг/л
погибло 90% икринок. В остальных растворах отход не превышал 5%.
Таблица 35
Выживаемость икры синца в растворах фенола различной концентрации
Номер опыта
Концентрация,
мг/л
Количество
погибшей икры, %
Количество уродливых
эмбрионов, %
Общий отход, %
Контроль
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0
1
5
10
25
50
100
250
500
1000
5000
14,0
11,5
15,5
11,5
12,0
22,0
100,0
100,0
100,0
100,0
100,0
6,5
4,0
3,0
5,5
4,5
64,5
-
20,5
16,5
18,5
17,0
16,5
86,5
100,0
100,0
100,0
100,0
100,0
Через 48 ч контрольные эмбрионы стали двигать хвостом, у них начало пульсировать сердце, погибло
всего 9% икринок, а в растворах фенола 150, 100 и 75 мг/л погибла вся икра. Отход икры в других концентрациях
82
фенола был меньше 1%. Спустя 96ч в растворе фенола 150 мг/л погибло около 31% икринок. К этому времени
начался выклев эмбрионов из оболочек. Контрольные эмбрионы выклюнулись в течение суток, а подопытные в
течение двух суток, причем в растворе фенола 50 мг/л часть эмбрионов погибла не выклевываясь (табл. 36).
Таблица 36
Выживаемость икры леща (в %) в растворах фенола
Номер опыта
Концентрация,
мг/л
Количество
погибшей икры, %
Количество уродливых
эмбрионов, %
Общий отход, %
Контроль
1
2
3
4
5
6
0
10
25
50
75
100
150
16
8
4
67
100
100
100
11
1
18
33
-
27
9
22
100
100
100
100
При сравнений результатов опытов с икрой леща и синца выявились некоторые различия в их
устойчивости к фенолу. Так, выклев эмбрионов у них тормозился при разных концентрациях фенола. Выклев
эмбрионов леща задержался по сравнению с контролем на сутки уже при 25 мг/л фенола, а при 50 мг/л большая
часть эмбрионов погибла, не выклевываясь. Выклев же эмбрионов синца тормозился лишь в растворах фенола
250 мг/л. Не исключено, что при более детальном изучении могут быть выявлены и другие различия в
устойчивости икры двух рассматриваемых видов. Как и в опытах с икрой синца, максимально переносимая
концентрация фенола для развивающейся икры леща оказалась равной 25 мг/л, а минимальная смертельная - 50
мг/л.
Устойчивость синца на ранних этапах онтогенеза. В первой части исследования мы определили
пограничные концентрации фенола в воде, при которых возможен нормальный ход эмбриогенеза синца и леща.
Чтобы определить устойчивость к фенолу синца в разные периоды развития, были поставлены опыты на икре (от
начала пульсации сердца до выклева), выклюнувшихся эмбрионах и личинках (на этапе смешанного питания).
Эмбрионы от начала пульсации сердца до выклева. При изучении устойчивости к фенолу эмбрионов мы
использовали сравнительно высокие концентрации яда: 100, 250 и 500 мг/л. Уже через 1,5 ч после начала опытов
в растворе фенола 100 мг/л эмбрионы стали двигаться очень слабо, а в растворах 250 и 500 мг/л перестали
двигаться. Перед выклевом, начавшимся в контроле через двое суток после начала опыта, в растворе фенола 500
мг/л погибла вся икра, причем эмбрионы под оболочками икринок были все уродливые. За этот же период в
растворах 100 и 250 мг/л отход не превышал 5%. Однако при концентрации 250 мг/л все эмбрионы были
уродливыми. В отличие от контрольных, они не двигались под оболочками, глаза у них были без пигмента,
сердце пульсировало очень слабо, а в крови отсутствовали форменные элементы. Через четверо суток после
начала опыта все они погибли, не выклевываясь из оболочек. Выклев эмбрионов из икры, помещенной в раствор
фенола 100 мг/л, начался и закончился одновременно с контролем, но среди находившихся в феноле эмбрионов
54,3% были уродливые, т. е. в девять раз больше, чем в контроле. Нормальные по строению эмбрионы,
подвергавшиеся действию фенола, в отличие от контрольных, были почти неподвижны и даже не реагировали на
механическое раздражение. На девятые сутки после оплодотворения контрольные эмбрионы перешли на этап
смешанного питания. Они активно плавали, туловище было интенсивно пигментировано, в глазах помимо
гуаниновых пигментов появились меланиновые. В растворе фенола 100 мг/л развитие эмбрионов сильно
задержалось. Пигментация отсутствовала, глаза были окрашены только гуаниновыми пигментами, а тело
саблевидно изогнуто. У всех эмбрионов развилась водянка околосердечной сумки, наблюдалось вздутие
перикарда, сердце вытянулось в трубку, сокращения сердечных мышц были очень слабые, а пульсация редкая.
Подобная недостаточность кровообращения в дальнейшем приводит эмбрионов к быстрой гибели.
Кроме этих основных типов уродств, у некоторых эмбрионов желточный мешок был без вытянутой задней
области, а у других форменные элементы крови скапливались в различных участках тела, чаще у перехода
хвостовой вены в подкишечную или в области венозного синуса (рис. 29).
Выклюнувшиеся эмбрионы. Через сутки после вылупления 800 эмбрионов были помещены в растворы
фенола 250, 200, 100, 75, 50 и 25 мг/л. Через двое суток после начала опытов у эмбрионов в контроле и в растворе
фенола 25 мг/л желточный мешок принял продолговатую форму, началась пигментация туловища. Но в растворе
фенола 50 мг/л развитие эмбрионов задержалось, у них образовались пигментные клетки.
В растворе фенола 75 мг/л у части эмбрионов туловище изогнулось, а в растворе фенола 100 мг/л, кроме
того, желточный мешок сохранил отчетливое деление на два отдела. На четвертые сутки после вылупления у
эмбрионов контроля плавательный пузырь наполнился воздухом и они перешли на смешанное питание. Личинки
83
активно плавали в вертикальной и в горизонтальной плоскостях. У эмбрионов всех экспериментальных серий
плавательный пузырь был без воздуха, эмбрионы хотя и активны, но могли плавать лишь в вертикальной
плоскости. Они были бледней контрольных, так как их пигментные клетки были сильно сжаты. У эмбрионов из
растворов 75, 100 и 150 мг/л было изогнуто тело и увеличен перикард. В растворе фенола 200 мг/л погибло два
эмбриона, а у остальных развилась водянка. В опытах с концентрацией яда 250 мг/л погибло семь эмбрионов, а
оставшиеся неподвижно лежали на дне, у всех развилась водянка. На пятые сутки после вылупления у
контрольных личинок полностью всосался желточный мешок. У личинок, содержавшихся в растворе фенола 25
мг/л, плавательный пузырь наполнился воздухом, их строение было нормальное, но пигментные клетки попрежнему сжаты. В опытах с раствором 50 и 75 мг/л плавательный пузырь личинок был еще без воздуха. В расстворах с более высокими концентрациями яда - 100, 150, 200 и 250 мг/л - эмбрионы погибли, причем в
растворах 100 и 150 мг/л-« в среднем за 90 ч, а в двух последних - за 42 ч.
Рис. 29. Уродства эмбрионов синца, вызванные токсическим действием фенола:
а, б, в - эмбрионы с изогнутым телом;
г - застой крови в месте перехода хвостовой вены в подкишечную;
д - эмбрионы с водянкой; е – нормальный эмбрион.
Личинки на Этапе смешанного питания. На этом этапе мы изучали действие трех концентраций фенола:
150, 100 и 50 мг/л. Так как во время экспериментов личинок не кормили, наблюдения продолжались всего в
течение двух суток. В растворе фенола 150 мг/л через 24 ч погибло 74% личинок. Живые утратили подвижность,
сердце у них стало сокращаться очень слабо и ток крови в сосудах резко замедлился. Пигментные клетки
туловища сократились и личинки «побледнели». Все они погибли в течение последующих 12 ч. В растворе 100
мг/л все личинки без особых анатомических изменений, кроме сокращения пигментных клеток, погибли через 48
ч после начала опыта. За этот же период в растворе 50 мг/л гибели не наблюдалось и личинки ничем не
отличались от контрольных.
Обобщая данные опытов, отмечаем следующее: фенол оказывает токсическое действие на все
рассмотренные этапы онтогенеза. Сила и выраженность его действия зависит как от концентрации яда, так и от
стадии развития рыбы. Токсический эффект фенола проявляется в существенных сдвигах нормального хода
эмбриогенеза, вызывающих гибель икры, эмбрионов и личинок, а также в образовании различных уродств.
Сходный характер патоморфологических изменений наблюдается и при резких колебаниях температуры.
Следовательно, выявленные сдвиги имеют неспецифический характер и наблюдаются при разнообразных
неблагоприятных воздействиях на эмбриональное развитие рыб.
Резистентность рыб к фенолу на ранних этапах онтогенеза весьма различна, что проявляется как в
величинах СМТ и Сl100 на каждом, из этапов, так и в средней продолжительности жизни при одинаковых
концентрациях фенола. Наименее устойчивым периодом эмбриогенеза является самый ранний - от начала
дробления до формирования эмбриона, особенно стадия гаструляции. Это отчетливо видно в табл. 37. С началом
формирования эмбриона устойчивость к фенолу значительно повышается.
84
Таблица 37
Гибель икры сиywа на стадии гаструляции и за весь период развития
Номер опыта
Концентрация, мг/л
1
2
3
4
5
1
5
10
25
50
Гибель икры на стадии
га: труляции, %
74
87
100
89
73
Гибель икры за весь
период развития, %
100
100
100
100
100
Как следует из данных табл. 38, при концентрации фенола 100 мг/л икра на ранних стадиях развития
погибает в восемь раз быстрее, чем на стадии сформировавшегося эмбриона. После вы-лупления из оболочек
сопротивляемость эмбрионов резко снижается. Эмбрионы без оболочек погибают более чем в два раза' быстрее,
чем находившиеся в оболочках.
Таблица 38
Резистентность синца к фенолу на ранних этапах онтогенеза
Стадии развития
Ранние
Начало пульсации сердца до выклева
эмбрионов
Эмбрионы при выклеве
Личинки
питания
на
этапе
смешанного
Концентрация,
мг/л
Средняя продолжительность
жизни, ч
100
250
500
100
250
500
100
250
100
250
30
20
20
108
240
48
90
42
48
30
Оболочка икринки, видимо, в значительной мере препятствует проникновению яда. Мы не смогли
провести специальных опытов, чтобы доказать это предположение, однако данные других авторов о свойствах
оболочек икры показывают, что это предположение не лишено оснований.
Так, например, Г. Г. Поликарпов (1964) показал, что студенистая оболочка икры аккумулирует огромные
количества растворенных радиоактивных веществ, препятствуя тем самым их проникновению в икринку.
Можно предполагать, что изменения устойчивости рыб к яду определяются как изменением режима
проницаемости, так и развитием центральной нервной системы на разных этапах онтогенеза. Значительное
понижение устойчивости эмбрионов после выклева из оболочек указывает на важное значение оболочки и
перивителли-новой жидкости, препятствующих накоплению ядов в организме и, возможно, смягчающих их
действие (Строганов и Пажитков, 1941).
Наименее устойчива икра на стадии гаструляции, наиболее - икра на стадии пульсирующего сердца.
Промежуточное положение занимают личинки на этапе смешанного питания и эмбрионы.
На основании наших опытов можно считать, что токсические компоненты промышленных сточных вод,
уничтожая икру и молодь на нерестилищах, влияют на запасы рыб. Еще в 1913 г. Кларк отметил, что ведущей
причиной снижения численности сига было разрушение нерестилищ на Великих озерах. 3_агря_знен ие
промышленными сточными водами свело на нет нерестовое значение для осетровых Иртыша и Томи (Кожин,
1965). Загрязнение верхнего и среднего течения Волги и Оки, начавшееся еще в 30-х годах, привело к
сокращению арела размножения осетровых на Волге и полному истощению запасов стерляди, улов которой
достигал 15 тыс. ц в год.
Под угрозой находятся последние нерестилища осетровых на Нижней'Волге, вследствие постоянного
загрязнения реки. Во время аварийных сбросов промышленных сточных вод гибнет икра осетровых и других
ценных видов рыб.
85
ИЗМЕНЕНИЕ УСТОЙЧИВОСТИ К ЯДАМ ЛИЧИНОК, МАЛЬКОВ И СЕГОЛЕТКОВ РЫБ
Чтобы иметь представление о наиболее устойчивой стадии в онтогенезе, были поставлены опыты на
личинках (этапы С2, D2 и Е) I и мальках леща и синца, а также на сеголетках карася и форели. Первая серия
опытов проведена с Д. А. Пановым на 875 личинках и 154 мальках леща и синца. Выявлено, что
токсикорезистентность рыб претерпевает существенные изменения на протяжении личиночного периода
развития и что существуют значительные различия в устойчивости леща'и синца на каждом из исследованных
этапов. В опытах использовали семь концентраций фенола: 15, 25, 50, 75, 100, 125 и 150 мг/л. Действие каждой
концентрации испытывали на 50-30 личинках и 10 мальках синца и на 30-15 личинках и 12 мальках леща (табл.
39). В опытах с относительно низкими концентрациями фенола (15-50 мг/л) наблюдения велись на протяжении
пяти суток. Токсический раствор меняли каждые 24 ч и дополнительно аэрировали. В течение всего периода
наблюдений личинок и мальков подкармливали босминами. В качестве показателей устойчивости рыб
использовали время и процент гибели.
Таблица 39
Масса и размеры подопытных личинок и мальков леща и синца
Вид
Лещ
Синец
Этап развития
С2
D2
С2
Е
Мальки
Средняя
длинна, мм
9,6
11,7
10,0
14,6
18,4
Амплитуда
длиня, мм
8,8-10,1
11,0-12,0
9,5-10,2
14,0-15,1
17,0-20,0
Средняя масса
рыб, мг
7,8
17
60
31
80
Амплитуда
массы, мг
5-9
12-20
5-7
27-36
61-103
Устойчивость личинок, леща и синца на этапе С 2. В опытах, проведенных на 350 личинках синца и 210
личинках леща, было установлено, что личинки леща менее устойчивы к фенолу, чем личинки синца (рис. 30).
Время выживания личинок синца было значительно больше, чем личинок леща во всех шести токсических
растворах. Наибольшей выразительности эти различия достигли в опытах с высокими концентрациями фенола
(150 и 100 мг/л), в растворах которых время выживания синца было в 4, 7 и 11 раз (соответственно) больше
времени выживания личинок леща. Интересно, что более высокая (по времени выживания) устойчивость
личинок леща была к токсическому действию концентрации фенола 125 мг/л по сравнению с меньшими
концентрациями яда: 75 и 50 мг/л. В прежних наших опытах (Лукьяненко и Флеров, 1963а), выполненных на
карасях (2+), устойчивость рыб в растворе фенола 100 мг/л оказалась ниже, чем в растворах с более высоким
содержанием яда - 200 и 400 мг/л.
В области нижних концентраций фенола более устойчивыми оказались личинки леща, пороговая
концентрация яда, не вызывающая гибель за 120 ч, оказалась для личинок леща равной 25 мг/л, а для личинок
синца 15 мг/л. Это еще раз показывает, как важно для оценки устойчивости рыб к тому или иному компоненту
промышленных сточных вод использовать широкий спектр токсических концентраций исследуемого вещества.
Рис. 30. Динамика гибели личинок леща и синца на этапе С2: a - синец: б - лещ.
86
Устойчивость личинок синца на этапе Е и личинок леща на этапе D2. Эта серия опытов выполнена на
210 личинках синца и 105 личинках леща. Снова подтвердилось наличие существенных различий в токсикорезистентности двух систематически близких видов рыб. На рис. 31 видно, что в пяти из семи использованных
растворах фенола(от 50 до 150 мг/л) время выживания личинок леща было значительно короче, чем у личинок
синца. Следовательно, наиболее существенные различия в устойчивости личинок леща и синца отмечены в
растворах с высоким содержанием фенола. Время выживания личинок указанных видов в растворах фенола 25 и
15 мг/л практически было одинаковым. К концу личиночного периода развития устойчивость личинок заметно
понизилась и концентрация 15 мг/л вызывала гибель личинок обоих видов за равный промежуток времени - 9697 ч. Вероятно более легкая ранимость леща и синца в конце личиночного периода развития связана с более
высоким уровнем обмена в этот период.
Рис. 31. Динамика гибели личинок леща (этап D2) и синца (этап Е).
Обозначения те же, что и на рис. 30.
Устойчивость мальков леща и синца. Опыты, поставленные на 70 мальках синца и 84 мальках леща,
выявили резкое снижение устойчивости рыб на этом этапе онтогенеза по сравнению с /двумя предыдущими
этапами. Время выживания мальков синца в каждом из шести растворов фенола (от 25 до 150 мг/л) было в 4-11
раз меньше, чем в опытах с синцом на этапе Е. Примерно такая же картина получена и в опытах с мальками
леща, время выживания которых оказалось в 3-10 раз короче, чем у личинок на этапе D2.
Как и в предыдущих двух сериях опытов, уменьшение устойчивости наиболее выразительно в растворах с
высокими концентрациями яда, устойчивость к которым падает в первую очередь. Время выживания мальков
леща оказалось в 2-5 раз короче, чем мальков синца (рис. 32).
Рис. 32. Динамика гибели мальков леща и свинца.
Обозначения те же, что и на рис. 30.
87
Было показано, что время выживания личинок синца на этапе смешанного питания (этап В в растворах
фенола 100 и 150 мг/л оказалось равным 48 и 30 ч (соответственно). Это в пять раз меньше времени выживания
эмбрионов на стадии начала пульсации сердца (240 к). Устойчивость личинок синца на этапе С2 и Е, т. е.
середины и конца личиночного периода развития, примерно одинакова и мало отличается от устойчивости на
этапе В. Время выживания личинок на этапе С2 в растворе фенола 100 мг/л - 67 ч, а в растворе 150 мг/л - 28 ч.
Соответствующие показатели на этапе Е: в растворе фенола 100 мг/л - 50 ч и в растворе 150 мг/л - 22 ч. Это
величины одного порядка и можно говорить о примерно одинаковом уровне устойчивости синца на каждом из
трех различных этапов личиночного периода жизни. В начале малькового периода развития устойчивость синца
резко падает (рис. 33). Время выживания мальков синца в растворах фенола 150 и 100 мг/л, исчисляемое 2-3 ч,
более чем в 10 раз меньше времени выживания синца на каждом этапе личиночного периода развития.
Рис. 33. Динамика изменений устойчивости леща и синца
на различных этапах личиночного периода развития:
а - концентрация фенола 100 мг/л; б-150 мг/л;
I - этап В; II- этап С2;
III - этап Е; IV - мальки.
Мальки леща также значительно менее устойчивы, чем личинки на этапе С2 и D2.
Чтобы сопоставить уровень устойчивости мальков леща и синца со взрослыми особями этих видов рыб,
была поставлена специальная серия опытов с 3-4-летними рыбами. Лещ и синец содержались в 150-литровых
плексигласовых аквариумах с концентрациями фенола 5, 10, 15, 20 и 25 мг/л. Опыты продолжались 24 ч при
температуре 6-9°С, содержании кислорода 8-10 мг/л, рН 6,9-7,2. Вода в аквариумах непрерывно аэрировалась.
Токсический эффект каждой концентрации фенола определяли в двух повторных сериях опытов.
Устойчивость взрослых рыб этих видов оказалась также несколько различной, причем, в отличие от икры,
у леща она несколько выше, чем у синца (табл. 40).
Таблица 40
Выживаемость взрослых синца и леща в разных растворах фенола
Вид рыб
Синец
5
Выжили
Лещ
Выжили
Концентрация фенола, мг/л
15
20
Выжили
Погибло58%
через 13 ч
Погибло 20%
Погибло 20%
Погибло 25%
через 14 ч
через 15 ч
через 9,5 ч
10
Выжили
25
Погибли
все
через 5 ч 47 мин
Погибло 66%
через 7 ч
Концентрация фенола 25 мг/л вызывала гибель всех подопытных синцов. Лещей при этой концентрации
погибло только 70%, но опыты по обратимости фенольной интоксикации показали, что пребывание рыб в
течение 24 ч в растворе фенола с этой концентрацией приводит к тяжелой и, в большинстве случаев,
необратимой интоксикации. При продлении контакта рыб с фенолом до 48 ч погибают все. Эта же концентрация
фенола (25 мг/л) обусловила гибель мальков синца за 33 ч и мальков леща за 11ч.
При концентрации фенола 15 мг/л взрослые синцы выживали все и гибло только 20% подопытных лещей,
88
в то время как минимальная летальная концентрация фенола для мальков синца, рав-, ная 15 мг/л, вызывала
гибель за 60 ч, а мальков леща - за 25 ч. Таким образом, наши опыты показали, что устойчивость рыб к одному из
типичных ядов органического ряда - фенолу различна на разных стадиях онтогенеза.
Мы рассмотрели также устойчивость к ядам сеголетков и неполовозрелых рыб. Опыты (с участием Б. А.
Флерова) были проведены на радужной форели (Salmo irrideus) - одном из наименее устойчивых видов рыб. В
опытах использовано 205 рыб (сеголетки и 2 +) при различных концентрациях фенола: 5; 7,5; 10; 12,5; 20 и 25
мг/л. Действие каждой концентрации яда испытывалось на 12- 20 форелях в 300-литровых аквариумах. В опытах
с низкими концентрациями фенола (5-10 мг/л) наблюдения вели на протяжении 24 ч. Растворы меняли каждые 4
ч. Опыты проводились при стабильных условиях: температура 12-14° С, рН 6,8-7,2, кислород - 9,6-10,2 мг/л.
Полученные результаты показаны в табл. 41.
Таблица 41
Время выживания сеголетков форели в растворах фенола разной концентрации
Концентрация,
мг/л
5
7,5
10
12,5
15
25
Число
испытуемых
рыб
15
15
15
15
20
15
Средняя
длинна, см
Средняя масса,
г
8,0
8,3
7,6
8,8
8,1
8,2
5,6
5,9
4,7
7,1
5,3
5,8
Среднее время
выживания,
мин
Выжили
То же
630*
336**
272
25
Амплитуда
времени жизни,
мин
510-750
20-1020
15-240
15-65
* Погибло 25%. ** Погибло 75%.
Оказалось, что при концентрации фенола 5 и 7,5 мг/л испытуемые рыбы за 24 ч не гибли. Поведение рыб в
растворе фенола 10 мг/л заметно отличалось от контроля. Отмечалась резкая двигательная возбудимость и
кратковременная потеря рефлекса равновесия у большинства рыб с последующим восстановлением. За время
наблюдения погибло лишь 25% испытуемых рыб в течение 10 ч 30 мин. Остальные рыбы выжили. При
концентрации фенола 12,5 мг/л погибло 75% испытуемых рыб за 5 ч 36 мин. Только концентрация фенола 15 мг/л
вызвала 100%-ную гибель сеголетков в среднем за 4 ч 32 мин.
Результаты опытов с трехлетками форели (табл. 42) показывают, что концентрация фенола 5 мг/л не
вызывает видимого токсического эффекта в течение 24 ч, но увеличение концентрации всего лишь на 2,5 мг/л (с 5
до 7,5 мг/л) приводит к возрастанию токсичности и гибели 50% испытуемых рыб за 162 мин.
Таблица 42
Время выживания трехлетков форели в растворах фенола
Концентрация,
мг/л
Средняя
длинна, см
Средняя масса,
г
Среднее время
выживания, мин
Амплитуда времени
жизни, мин
5
7,5
10
12,5
15
25
21,2
21,8
21,9
22,0
20,6
18,8
98
104
95
111
88,1
70,3
Выжили
162
129
95
40,4
16
120-225
50-240
35-205
15-75
10-30
Примечание. Во всех опытах использовали 12 рыб.
Оставшиеся рыбы выжили в течение 24 ч, причем у них был сохранен рефлекс равновесия. При
концентрации фенола 10 мг/л погибли все испытуемые рыбы за 129 мин. Сопоставляя полученные данные,
видно, что CL100 для форели трехлетнего возраста равна 10 мг/л, CL50 - 7,5 мг/л, СМТ - 5 мг/л. Полученная нами
величина летальной концентрации фенола (в течение 24 ч) 10 мг/л совпадает с литературными данными
89
(Steimann, 1927; Sierp, 1940; Wuhrmann, Woker, 1950), согласно которым она находится в области 9-10 мг/л.
Для сеголетков форели Сl100 равна 15 мг/л, CL50 - 11 мг/л и СМТ - 7,5 мг/л. Сопоставляя эти величины с
аналогичными данными для форели трехлетнего возраста, можно говорить о более высокой
токсикорезистентности сеголетков форели. Это подтверждается также и продолжительностью жизни в растворах
с различным содержанием фенола.
Аналогичные исследования мы провели на высокоустойчивом виде - карасе (Carassius carassius). Опыты
проведены на 355 рыбах четырех возрастных групп (сеголетки, 1 + , 2+ и 3+). В качестве критерия устойчивости
использовали продолжительность жизни. Применяли следующую шкалу смертельных концентраций: 15, 25, 50,
100, 200, 400 и 800 мг/л. Действие каждой концентрации испытывали на 20 карасях (по 10 рыб в опыте). Рыб
содержали в 20-литровых плексигласовых аквариумах. При исследовании токсичности низких концентраций
фенола (15-50 мг/л) наблюдения проводили в течение 10 суток, растворы фенола заменяли каждые 24 ч. Опыты
проводили при 13-15° С, рН 7,3-7,6, содержании кислорода 5-6,6 мг/л. Результаты измерений продолжительности
жизни подвергали статистической обработке.
В первой части этой серии опытов сопоставляли устойчивость четырех указанных возрастных групп рыб в
растворе фенола 50 мг/л (табл. 43).
Таблица 43
Сравнительная характеристика устойчивости карасей различного возраста
к концентрации фенола 50 мг/л
Наиболее устойчивыми оказались сеголетки, но установить какую-либо определенную зависимость между
возрастом и степенью резистентности в настоящее время невозможно. Время выживания сеголетков по
сравнению с карасями 14 - больше в 3,9 раза, а карасей 1+ по сравнению с карасями 2 + только в 2,8 раза.
Различие между следующими двумя возрастными группами (2+ и 3 + ) еще меньше - 2 раза. Создается
впечатление, что по мере увеличения возраста резистентность рыб, достигнув определенного уровня,
претерпевает лишь незначительные изменения, отчасти обусловленные высокой индивидуальной изменчивостью
к ядам. Несомненно, однако, что рыбы ранних возрастных групп более устойчивы к действию фенола по
сравнению со старшими возрастными группами (рис. 34). Эти кривые показывают, что возрастные различия
устойчивости рыб накладывают свой отпечаток и на размах индивидуальных вариаций резистентности,
определяя тем самым время гибели группы в целом.
Рис. 34. Динамика гибели карасей различных возрастных групп в растворе фенола 50. мг/л:
A - -3 +; В -2+; С - 1+ ; D - сеголетки
90
Во второй части опытов мы решили детально сопоставить изменение устойчивости сеголетков и 2+ в
растворах фенола различной концентрации (от 15 до 800 мг/л). Проведено по семь дублированных серий опытов.
Данные этих исследований приведены в табл. 44. Почти во всех растворах более устойчивыми оказались
сеголетки. Особенно показательно различие в области концентраций от 15 до 200 мг/л.
Средняя продолжительность жизни сеголетков в растворе фенола 50 мг/л была значительно выше не
только по сравнению с карасями 2+ (137,4 ч против 82,5), но и превосходила продолжительность жизни этих
карасей в растворе с концентрацией фенола 25 мг/л. Еще большим оказалось различие устойчивости карасей
обеих групп в растворе 100 мг/л (рис. 35). Средняя продолжительность жизни сеголетков была выше, чем у
карасей в возрасте 2 + , в 35 раз (142 ч против 4,0).
Рис. 35. Динамика гибели карасей разных возрастных групп
в растворе фенола 100 мг/л: 1 - возраст 2+ ; 2 - сеголетки.
Существенно отличные результаты были получены в опытах с концентрацией фенола 200 мг/л, которая за
10 дней вызвала гибель только 20% сеголетков, в то. время как караси в возрасте 2+ погибли в среднем за 43 ч
91
(рис. 36). Две последующие концентрации фенола 400 и 800 мг/л оказались по токсичности примерно равными
для карасей обеих возрастных групп (рис. 37 и 38). При этих концентрациях испытуемые рыбы погибли в
течение первых часов наблюдений.
-
Рис. 36. Динамика гибели карасей разных возрастных групп
в растворе фенола 200 мг/л. Условные обозначения те же, что на рис. 35.
Рис. 37. Динамика гибели карасей двух возрастных групп
в растворе фенола 400 мг/л. Условные обозначения те же, что и на рис. 35,
Рис. 38. Динамика гибели карасей двух возрастных групп
в растворе фенола 800 мг/л. Условные обозначения те же , что и на рис. 35.
92
Анализ приведенных кривых летальности показывает, что сеголетки карася проявляют высокую
устойчивость к фенолу при концентрациях до 50 мг/л. При более высоких концентрациях устойчивость
значительно понижается и рыбы гибнут, хотя и живут дольше, чем караси в возрасте 2+. Особенно велико это
различие в диапазоне концентраций фенола от 50 до 200 мг/л. Только при концентрациях 400-800 мг/л
возрастные различия в устойчивости исчезают и время выживания рыб становится приблизительно равным. В
опытах, полученных и на форели, и на карасях, видах, резко отличающихся по устойчивости к ядам
промышленных сточных вод, сеголетки были более устойчивы, чем рыбы старших возрастных групп. Можно
предположить, что обнаруженный факт имеет более широкое значение, и его следует учитывать в опытах с
другими видами рыб. Совокупность имеющихся данных показывает, что устойчивость рыб к ядам неодинакова
на разных этапах онтогенеза. Периоды высокой устойчивости (икра на стадии пульсирующего сердца, личинки
на этапе С2 и сеголетки) чередуются с периодами низкой устойчивости (икра на стадии гаструляции, мальки в
начале малькового периода, неполовозрелые особи) к ядам, Уровень токсико-резистентности определяется не
только особенностями жизнедеятельности рыб на различных этапах онтогенеза, но и природой действующего
токсического агента. В наших опытах устойчивость различных видов рыб к ядам органического ряда падала по
мере онтогенетического развития и достигала минимума у половозрелых особей. Этот вывод подкрепляется
Данными, полученными в ряде Других Лаборатории. Д. Бурц-Арле (Wurtz-Arlet, 1959) в опытах с развивающейся
. икрой и мальками форели обнаружил, что их устойчивость к двум детергентам (алкилсульфаты натрия) с
возрастом падает. М. Катц и Хэдвик (Katz a. Chadwiek, 1961) установили, что развивающаяся икра и недавно
выклюнувшиеся личинки колюшки оказались устойчивее, чем взрослые рыбы к токсическому действию эндрина.
Е. А. Веселое, и др. (1965), изучая токсичность гексахлорана, пришли к выводу, что развивающаяся икра и
личинки несколько устойчивее взрослых рыб (семга, плотва, уклея, окунь, ерш, щука). Сюда следует также
отнести упоминавшиеся ранее данные Н. А. Мосевича и др. (1952), а также М. Ф. Вернидуб (1962).
Сформулированный нами вывод о снижении уровня устойчивости рыб к ядам органического ряда по мере
созревания различных функциональных систем сочетания, деятельность которых определяет уровень реактивности организма, следует считать обоснованным. Важная роль при этом принадлежит центральной
нервной системе и ее синаптическим структурам, поскольку токсическое действие многих ядов органического
ряда проявляется путем нарушения ее деятельности. Определенное значение при этом может иметь и состояние
гипаталамо-гипофизарно-адреналовой системы, играющей важную роль в поддержании постоянства внутренней
среды (гомеостаза). На ранних этапах онтогенеза постоянство внутренней среды и механизмы, ее регулирующие,
не получают должного развития, вследствие чего организм способен переносить значительные отклонения oi
оптимального уровня. В этом также можно усмотреть одну из причин пониженной реактивности организма к
ядам в раннем онтогенезе.
Следует отметить, что при более тщательном изучении уровня устойчивости рыб к фенолу мы
обнаружили, что в конце личиночного периода развития и начале малькового периода устойчивость резко падает,
приближаясь к таковой половозрелых особей и даже несколько уступая ей.
Накопленные к настоящему времени данные по относительной устойчивости ранних этапов онтогенеза к
ядам органического ряда не согласуются с мнением Н. С. Строганова и А. Т. Пажиткова (1941), что «наиболее
уязвимыми стадиями онтогенеза рыбы для действия токсических веществ являются стадии личинки и малька» (с.
68). Это расхождение в оценке устойчивости отдельных этапов онтогенеза, вероятно, следует отнести за счет
различной химической природы исследуемых веществ и различного механизма их воздействия на организм. Мы
полагаем, что в зависимости от природы изучаемого токсического агента и вида испытуемых рыб устойчивость
того или иного этапа онтогенеза может меняться. Это подтверждается имеющимися данными.
Поэтому необходимо более дифференцированно подходить к оценке роли возрастного фактора в
определении устойчивости рыб к различным компонентам промышленных сточных вод.
Каждый раз, когда необходимо провести биологическое нормирование какой-либо новой группы
токсикантов, объединенных химИ' ческим родством, необходимо специально изучать устойчивость рыб к этим
компонентам промышленных сточных вод на различных этапах онтогенеза, ориентируясь при этом на наименее
устойчивую стадию жизненного цикла рыб.
ХАРАКТЕР ЗАВИСИМОСТИ УСТОЙЧИВОСТИ РЫБ К ЯДАМ
ОТ ВОЗРАСТА И МАССЫ
В процессе индивидуального развития наряду с возрастом меняются масса и размеры тела рыб. Поэтому
при экспериментальных работах по изменчивости токсикорезистентности рыб в онтогенезе должны быть учтены
и возраст и масса рыбы. Конечно, сопоставление устойчивости различных стадий эмбрионального развития, а
также начальных периодов постэмбриональной жизни не встречает никаких осложнений. При постановке
токсикологических экспериментов по определению устойчивости рыб к ядам на более поздних этапах онтогенеза
естественно возникает вопрос, в какой мере устойчивость рыб зависит от возрастных особенностей исследуемой
93
группы рыб, а в какой от размерно-весовых?
Для решения этого вопроса можно сопоставлять устойчивость рыб разного возраста, но равной массы,
либо определять токсикорезистентность у рыб разной массы, но одного возраста.
В тех немногих работах, где упоминается значение возраста в определении степени устойчивости рыб к
ядам, совершенно не обращают внимания на размерно-весовые особенности испытуемых рыб. А в работах, где
авторы (Cole, 1941; Neuhold a. Sigler, 1960; Sedsi, Sumio, Kadsunobu, 1964) отмечают зависимость устойчивости
рыб к ядам от размеров, не указано, о каких возрастных группах идет речь. Поэтому трудно судить, в какой мере
результаты этих опытов определяются весовыми, а в какой возрастными особенностями токсикорезистентности.
Мы предприняли специальное исследование для выявления уровня устойчивости рыб к фенолу у
различных весовых групп одного возраста, чтобы тем самым определить, в какой мере токсикорези-стентность
связана с массой, а в какой с возрастом испытуемых рыб. Опыты проводили на сеголетках и трехлетках радужной
форели. Для определения роли массы в устойчивости рыб к фенолу использовали пять весовых групп (от 16 до
352 г) форели 2+ и три весовые группы (от 1,1 до 24,5 г) сеголетков. Показателем устойчивости каждой весовой
группы служили процент и время гибели подопытных рыб в растворах фенола 10; 12,5 и 15 мг/л. В опытах с
каждой концентрацией фенола использовалось 12 взрослых особей и 20 сеголетков. Испытание проводилось в
300-литровых аквариумах при температуре воды 12-14°С, рН 6,8-7,2, содержании кислорода 9,6-10,2 мг/л.
Данные опытов подвеогали статистической обоаботке.
В первой серии опытов, выполненной на форели трехлетнего возраста, при постепенном увеличении
массы тела рыб время выживания в растворе фенола 10 мг/л сокращалось (табл. 45).
Обращает на себя внимание различная степень связи между массой и уровнем устойчивости рыб к
фенолу, оцениваемой по времени выживания. При увеличении массы тела в два раза (с 16 до 34 г) время
выживания практически не изменилось (367 мин и 360 мин). При увеличении массы в 4,5 раза (с 16 до 73 г)
время выживания уменьшилось почти в шесть раз. Новое четырехкратное увеличение массы (с 73 до 302 г) не
вызвало существенного изменения устойчивости к яду. Проверка достоверности различий полученных
результатов в растворе 10 мг/л показала, что только при 4,5-кратном различии массы рыб имеет место
статистически достоверное снижение устойчивости рыб. Интересно, что при одинаковом четырехкратном
увеличении массы в двух весовых интервалах устойчивость изменялась неравноценно. В то время как в первом
интервале весов различие в устойчивости достигало шестикратной величины и падало с увеличением массы
рыб, во втором интервале весов устойчивость практически не изменялась.
Определение устойчивости форели различных весовых групп (от 16 до 352 г) в растворе фенола 12,5 мг/л
показало (табл. 46), что с увеличением концентрации яда зависимость устойчивости рыб от массы становится
менее выразительной. Только 22-кратное изменение массы испытуемых рыб привело к статистически
достоверному снижению (в 2,6 раза) времени выживания форели массой 352 г в сравнении с 16 г. При 2, 3, 5, 7 и
10-кратном различии массы подопытных рыб имела место лишь статистически неоправданная тенденция
уменьшения времени выживания более крупных рыб. В графической форме зависимость времени выживания от
массы тела представлена на рис. 39. Полученная кривая при возрастании массы тела имеет тенденцию к прямой
линии, параллельной абсциссе массы. Следовательно, в достаточно широком интервале устойчивость рыб
остается практически неизменной и не зависит от массы тела.
94
Рис. 39. Динамика гибели форели (2+) различных весовых групп
в растворах фенола 10 мг/л (1) и 12,5 мг/л (2).
В опытах на сеголетках форели подобраны три группы с интервалом массы от 1,1 до 24,5 г. Результаты
определения устойчивости различных весовых групп сеголетков форели даны в табл. 47.
При семикратном различии массы у сеголетков форели время выживания практически не изменилось и
95
находилось в пределах ошибки опыта. Только 24-кратное увеличение массы приводит к сокращению времени
выживания в два раза. Построенный на основе этих данных график (рис. 40) выявляет отличие зависимости
между массой тела сеголетков и временем выживания от аналогичной кривой, полученной для трехлетней
форели. Эти факты указывают так же на зависимость характера связи между устойчивостью форели и ее массой
от возраста.
Рис. 40. Динамика гибели сеголетков форели различных весовых групп
в растворах фенола 12,5 мг/л (1) и 15 мг/л (2).
При определении устойчивости сеголетков форели к концентрации фенола 15 мг/л оказалось, что
трехкратное различие массы (от 1,5 до 5,3 г) не оказывает существенного влияния на устойчивость рыб.
Последующее трехкратное увеличение массы (от 5,3 до 15,4 г) приводит к отчетливому снижению времени
выживания (табл. 48). Меньшие по массе рыбы гибнут в 2,1 раза медленнее, чем рыбы с большей массой.
Примерно такая же степень различий по времени выживания между сеголетками, отличающимися по массе в 10
раз (1,5 и 15,4 г).
Сопоставляя результаты опытов, проведенных на сеголетках и форели 2 + , видно, что связь между массой
тела и временем выживания сеголетков значительно слабее, чем у форели трехлетнего возраста. Необходимо
отметить также наличие возрастных особенностей ускорения времени гибели рыб при многократном увеличении
массы тела.
При одинаковой кратности изменения массы продолжительность жизни форели трехлетнего возраста
изменилась в шесть раз, а сеголетков форели только в 2,1 раза.
Нельзя обойти вниманием и тот факт, что в опытах на трехлетней (2 +) форели связь между массой и
временем выживания была более выразительна в растворе с минимальной летальной концентрацией фенола - 10
мг/л и значительно нивелировалась при увеличении концентрации до 12,5 мг/л. В противоположность этому
опыты на сеголетках выявили более тесную связь между массой и устойчивостью рыб в растворе с более
высокой концентрацией яда (в растворе 15 мг/л достоверная связь между массой и временем выжимания была
получена при трехкратном различии массы, а в растворе 12,5 мг/л - только при 24,5-кратном). Таким образом,
возрастной фактор оказывает заметное влияние на выраженность и характер связи между массой тела рыбы и
временем выживания в токсическом растворе.
96
Мы не смогли провести опытов для выявления уровня устойчивости рыб разных возрастных групп, но
одинаковой массы, однако можно сопоставить (для предварительной ориентировки) данные из предыдущей
серии опытов. Если сопоставить время выживания 36-граммовой форели возраста 2+ и 24,5-граммовых
сеголетков в растворе фенола 12,5 мг/л, то окажется, что устойчивость сеголетков почти в 1,8 раза выше (время
выживания 195 мин), чем форели 2+ (время выживания 111 мин). Этот факт подкрепляет ранее
сформулированный вывод о зависимости устойчивости от возраста испытуемых рыб и более высокий ее уровень
к ядам органического ряда у младших возрастных групп по сравнению со старшими. Следует отметить, что
выявленные различия токсикорезистентности сеголетков и трехлетней форели примерно равных весовых групп
менее выражены (время выживания 195 и 111 мин, соответственно) по сравнению с токсикорезистентностью
этих же возрастных, но отличных весовых групп (время выживания 336 и 95 мин, соответственно).
Суммируя данные наших исследований, направленных на выявление зависимости между массой тела и
временем выживания форели двух возрастных групп, можно сделать вывод, что эта зависимость имеет весьма
сложный характер и определяется многими переменными, среди которых следует указать концентрацию яда,
возраст рыб и разницу масс испытуемых рыб. Зависимость между массой тела и устойчивостью более выражена
у форели трехлетнего возраста в сравнении с сеголетками. С увеличением концентрации яда различие в
устойчивости рыб разных весовых групп одного возраста падает. Значение фактора массы становится реальным
и статистически оправданным только при различиях в массе более чем в три раза, а у сеголетков только по
достижении 19-22-кратных различий. Помимо указанных факторов зависимость устойчивости от массы
определяется также и видовыми особенностями испытуемых рыб (Burdick, Dean, Howard, 1964). Изучая
зависимость токсического действия аквалина (гербицид) от размера рыбы на молоди гольцов и ушастого окуня,
авторы обнаружили, что устойчивость ушастых окуней повышается с увеличением размера, а у гольцов такой
зависимости выявить не удалось.
Наши данные по зависимости устойчивости радужной форели к фенолу от массы тела нельзя перенести на
другие виды рыб и даже другие возрастные группы этого вида.
С. Гуднайт (Goodnight, 1942) считает, что масса и размеры играют незначительную роль в определении
устойчивости рыб к яду, а японские исследователи А. Седзи, Н. Сумио и К. Кадзунобу (1964) установили
линейную зависимость между логарифмом массы тела вьюна и логарифмом времени выживания, т. е. пришли к
прямо противоположным выводам. Это можно объяснять тем, что авторы не учитывали другие факторы,
оказывающие влияние на эту связь.
Необходимо уточнить, что рассматривая вопрос о роли возрастного фактора в определении устойчивости
рыб к ядам и его связи с размером тела и массой, мы ведем речь лишь о возрастных группах, начиная с
сформировавшихся неполовозрелых особей. Что касается ранних этапов онтогенеза, то этот вопрос мы уже
рассмотрели выше.
Можно считать, что возрастной фактор имеет существенное значение и при сопоставлении устойчивости
взрослых рыб (неполовозрелых и половозрелых), однако необходимы дальнейшие исследования. Работа в этом
плане важна в методическом и практическом отношении. Если окажется, что фактор массы играет ведущую роль
в определении чувствительности и устойчивости рыб к ядам по сравнению с возрастным, то испытание
токсичности следует проводить на рыбах, руководствуясь размерно-весовыми показателями. Роль и удельный вес
каждого из двух рассматриваемых факторов необходимо учитывать при межвидовых сопоставлениях
токсикорезистентности рыб, а также при выборе тест-объекта. Наши эксперименты склоняют к выводу, что
ведущими являются возрастные особенности токсикорезистентности рыб. Это подтверждается данными Р.
Ейслера и Д. Дейла (Eislera. Deuel, 1964), а также Б. Рейфа (Reiff, 1964). В первой из этих работ, выполненной на
трех видах эстуарных рыб: кефаль (Mugil cephalus), фундулус (Fundulus heteroCLitus) и мендия (Mendia menidia),
авторы показали, что время выживания в растворах различных мыл определяется возрастными особенностями и
не зависит от размера рыб. Б. Рейф считает, что концентрации ядов, вызывающие гибель 50% испытуемых рыб
.(CL50), У больших и маленьких рыб весьма сходны и не определяются размерами рыб. Следует иметь в виду, что
работы в этом плане только начинаются и в дальнейшем могут быть получены данные, которые внесут важные
коррективы к высказанной точке зрения. Априорно можно предполагать, что в зависимости от химической
природы вещества и механизма его действия на рыб, при прочих равных условиях, размер рыб может иметь
существенное значение (особенно в опытах с группой контактных ядов) в определении времени выживания и
уровня устойчивости. Но и возрастной фактор будет иметь определенное значение, ибо поглощение токсического
агента на единицу массы не всегда соответствует размеру рыб, а чувствительность и устойчивость их
значительно меняется с возрастом.
ВИДОВЫЕ ОСОБЕННОСТИ ЧУВСТВИТЕЛЬНОСТИ
И УСТОЙЧИВОСТИ РЫБ К ЯДАМ
Определение пороговой токсичности вредных веществ и предельно допустимых концентраций немыслимо
без учета видовых особенностей рыб, обитающих в конкретном водоеме. Между тем испытание токсичности
97
различных компонентов сточных вод осуществляется, как правило, на случайных, оказавшихся доступными
видах рыб, без учета уровня их чувствительности и устойчивости к ядам. В результате предельно допустимые
концентрации, полученные, скажем, в опытах с такими устойчивыми видами рыб, как карась или золотая рыбка,
оказываются чрезвычайно завышенными для других рыб. В методическом отношении принципиально важен
вопрос: какие именно виды следует брать в качестве тест-объекта для определения пороговых и предельно
допустимых концентраций токсических веществ.
Изучение видовых особенностей чувствительности и устойчивости рыб к ядам имеет важное значение и
для понимания адаптационных возможностей разных видов рыб, а также для направленного изменения видового
состава рыбохозяйственного водоема под влиянием ядов промышленных сточных вод. Исследования видовых
особенностей устойчивости рыб к ядам имеют первостепенное значение и для разработки теоретических основ
химического метода преобразования ихтиофауны того или иного водоема.
Литература рассматриваемого вопроса весьма обширна, но фрагментарна и различна по своей ценности.
Целенаправленное изучение видовых особенностей устойчивости рыб с использованием широкого ассортимента
видов проводилось крайне редко (Строганов и Пажит-ков, 1941; Таусон, 1947; Hart, 1947).
В ранних работах, решай вопрос о степени токсичности различных компонентов промышленных сточных
вод, использовали 1-3 вида, а критерием токсичности служила величина смертельной концентрации (Hein, 1908;
Steimann, Surbeck, 1920; Holzinger, 1927, Belding, 1927; Демьяненко, 1931 и др.). Когда перед исследователями
возникла необходимость определять видовые особенности устойчивости рыб к ядам, они продолжали
использовать показатели гибели животных, но учитывали не время гибели, при одинаковой концентрации, как
это принято в патофизиологическом эксперименте, а различие смертельных концентраций (Ebeling, 1939; Cole,
1941; Чистяков, 1941; Hart, 1946; Thrams, 1950; Веселов, 1957; Lammering, Bur-bank, 1960 и др.). При оценке
степени устойчивости рыб к яду на основе величины смертельной концентрации яда нередко видовые
особенности токсикорезистентности проявлялись в стертой форме или не выявлялись совсем (Ebeling, 1939;
Sierp, 1940; Cole, 1941). В этих работах результаты испытания токсичности фенола давались в неоправданно
обобщенном виде и создавалось впечатление, что устойчивость рыб к ядам в малой степени определяется
видовой принадлежностью. Например, Г. Эбелинг (1939) считает, что для угря, линя и карпа смертельные
концентрации лежат в области 10-15 мг/л. По мнению Ф. Сиерпа (1940), летальные концентрации фенола для
столь разных видов рыб, как форель, щука и карп, относящихся к различным семействам, почти совпадают и
находятся в интервале от 5 до 10 мг/л. Более поздние работы не принесли необходимое ясности в этот вопрос. К.
Вурман и X. Вокер (Wuhrmann, V/oker, 1950) считают, что пороговые токсические концентрации фенола для
форели и голавля равны 9-10 мг/л, для окуня - 12 мг/л. В сообщении X. Бандта (Bandt, 1958) указывается, что
пороговая повреждающая концентрация гидрохинона (в течение 3-4 дней) для карпа, окуня и колюшки оказалась
равной 0,2 мг/л. В обширном исследовании Н. С. Строганова и А. Т. Пажиткова (1941), также получены данные,
показывающие, что пороговые концентрации меди и аммиака для многих видов довольно близки или полностью
совпадают.
Наряду с этим имеются данные (Winterstein, 1908; Reuss, 1909, 1910; Ebeling a. Schrader, 1929; Belding,
1929; Jones, 1938; Hurt, 1945; Wuhrmann, Woker, 1948), свидетельствующие о важной роли видовых особенностей
испытуемых рыб в определении уровня устойчивости ко многим токсическим компонентам промышленных
сточных вод: хлору, ядам тяжелых металлов, аммиаку, углекислоте и др.
Исследователи, которые судят об уровне устойчивости или чувствительности рыб разных видов на основе
сопоставления величин смертельных концентраций яда, по существу не дифференцируют совершенно различные
по своему физиологическому содержанию понятия «чувствительность» и «устойчивость». Они используют их
несоответственно той степени токсического воздействия, исход которой регистрировался (Shelfort, 1917; Wells,
1918; Cole, 1941; Чистяков, 1941; Таусон, 1947 и др.). В этих работах не только отсутствует попытка анализа и
конкретизации этих двух понятий, но и делаются выводы о «большей устойчивости» или, что то же, «меньшей
чувствительности» того или иного вида рыб исключительно на основе выявляемых различий между летальными
концентрациями. Считают при этом, что высокой чувствительности соответствует низкая устойчивость и,
наоборот. М. Велс (1918), например, пишет о том, что «рыбы более чувствительны или менее резистентны» к
различным факторам внешней среды, а А. О. Таусон (1947) повторяет ту же ошибку и считает, что
«...представители семейства окуневых (окунь, ерш, судак) являются наименее стойкими, наиболее
чувствительными ко всем исследованным органическим соединениям» (с. 36). Такой подход полностью
игнорирует физиологические особенности организма, существование компенсаторных и приспособительных
механизмов, направленных на поддержание гомеостаза в переменных условиях среды. Предполагается, что
токсический процесс у рыб развивается только по схеме: первичная токсикологическая реакция - конечный
эффект. В специальной литературе по фармакологии, иммунологии и общей токсикологии разграничение этих
понятий так же встречается весьма редко. Только благодаря усилиям Н. Н. Сиротинина (1951, 1952) было
привлечено внимание к необходимости разграничивать выносливость и чувствительность организма при
характеристике его реактивности к тому или иному веществу. Причину сложившегося положения следует
усмотреть в том, что физиологи недостаточно уделяют внимания двум важнейшим физиологическим феноменам;
устойчивости и чувствительности организма к разнообразным альтерирующим воздействиям.
98
При рассмотрении видовых особенностей чувствительности и устойчивости рыб к ядам необходимо
обратить внимание и на содержание, которое вкладывают различные авторы в понятие «видовые особенности».
Абсолютное большинство исследователей для выявления видовых особенностей используют рыб, относящихся
подчас к различным родам, семействам и даже отрядам. Такие «видовые» различия могут быть обусловлены
особенностями устойчивости, свойственной данному отряду или семейству. В строгом смысле слова видовые
различия токсикорезистентности могут быть обнаружены только в опытах на систематически близких видах рыб.
Работы на систематически близких видах необходимы и для целенаправленного поиска таксономически важных
функциональных критериев вида, которые, как правило, менее устойчивы, чем морфологические, и потому
трудно поддаются учету. Существует точка зрения (Fry, 1957; Ушаков, 1959), что в качестве функциональных
критериев вида целесообразно использовать показатели, характеризующие пределы устойчивости организма или
его отдельных систем к различным факторам внешней среды, причем в дозировках, превышающих нормальные.
Ф. Фрай (1957), например, в качестве видового критерия использовал температуру гибели и пришел к выводу, что
этот показатель, характеризующийся большой стабильностью, может быть использован при описании
функциональных особенностей вида. Б. П. Ушаков и его сотрудники (1965) считают возможным использовать
теплоустойчивость клеток и белков в качестве цитофизиологического критерия вида.
Мы предприняли сравнительное изучение чувствительности и устойчивости 21 вида рыб к фенолу, с тем
чтобы в сходных методических условиях получить данные относительно особенностей этих двух показателей. В
опытах были использованы представители 14 родов, объединенных в семь семейств.
Осетровые: осетр (Acipenser guldenstadtl Brandt), севрюга (Acipenser stellatus Pall) и стерлядь (Acipenser
ruthenus).
Лососевые: ручьевая форель (Salmo trutta L.) и радужная форель (Salmo irrldeus Gibb).
Щуковые: щука (Esox lucius L).
Карповые: лещ (Abгamis brama L.), синец (Abramis ballerus, L.), белоглазка (Abramis sapa Pall),
красноперка (Scardinius erythroph-talmus), чехонь (Pelecus cultratus), плотва (Rutilus rutilus), вобла (Rutilus rutilus
caspicus), тарань (Ratilus rutius heckeli), жерех (Aspius aspius L.) и карась (Carassius carassius).
Сомовые: сом (Silurus glanis). Тресковые: налим (Lota lota L.).
Окуневые: судак (Lucioperca lucioperca), окунь (Perca fluviati-lis) и ерш (Acerina cernua).
Таким образом, в опытах использован достаточно широкий набор видов рыб, резко отличающихся по
систематическому положению. Вместе с тем сопоставление чувствительности и устойчивости к ядам трех видов
рода Acipenser (осетр, севрюга и стерлядь), двух видов рода Salmo (ручьевая и радужная форель) и трех видов
рода Abramis (лещ, синец, белоглазка) позволяло ответить на вопрос об уровне токсикорезистентности у
систематически близких видов рыб.
Часть опытов была выполнена совместно с Б. А. Флеровыми зимне-весенний период 1962/63 г. на рыбах,
выловленных в Рыбинском водохранилище (лещ, синец, карась, плотва, ерш, окунь, налим, щука). Другая часть
была поставлена в июле - августе в дельте Волги (вобла, жерех, тарань, белоглазка, лещ, синец, чехонь, судак,
сом, красноперка, осетр, стерлядь, севрюга).
Для сопоставимости данных эксперименты ставились при температуре 6-8° С, содержании кислорода 8-10
мг/л, рН 6,8-7,2. Опыты ставились в 150-литровых плексигласовых аквариумах в течение 24 ч. Летом
температура раствора достигала 19-23° С, а содержание кислорода находилось в пределах 5,5-6,5 мг/л. Для
максимальной стабилизации условий проведения опытов использовали рыб, выловленных в одном водоеме,
примерно одинакового возраста и биологического состояния. Сравнивались результаты, полученные в один сезон
и при одинаковых температурах. В качестве показателя уровня токсикорезистентности рыб использовали время
гибели животных в растворах фенола различных концентраций: 5, 10, 15, 20, 25, 30 и 40 мг/л. Это позволяло
выявить уровень устойчивости даже в том случае, если минимальные смертельные концентрации были равными.
Определение чувствительности испытуемых рыб к фенолу проводилось на основе сопоставления величин
латентного периода первой фазы фенольной интоксикации - бурной двигательной активности. Мы исходили при
этом из представления, что понятие «чувствительность» по физиологическому содержанию близко или совпадает
с понятием «возбудимость», уровень которой определяет порог раздражения. Применительно к действию
токсических веществ порог раздражения или уровень чувствительности можно выразить либо минимальной
концентрацией, вызывающей специфическую для данного вещества реакцию со стороны одной из
функциональных систем организма, либо временем развития этой реакции в условиях действия определенной
концентрации токсического агента.
Результаты измерения латентного периода проявления первой фазы фенольной интоксикации двигательной активности - представлены в табл. 49. Оказалось, что различные виды рыб весьма существенно
отличаются по чувствительности к ядам. Латентный период двигательной реакции в растворе фенола 10 мг/л
варьировал в зависимости от вида испытуемых рыб от 30-35 мин (налим и лещ) до 1,5-2 мин (радужная и
ручьевая форель), т.е. приблизительно в 15 раз. Равномерное увеличение концентрации фенола на 5 мг/л (с 10 до
25 мг/л) приводило к резкому сокращению латентного периода двигательной активности, особенно в опытах с
теми видами рыб, у которых был отмечен высокий исходный латентный период. При 2,5-кратном увеличении
концентрации фенола латентный период сократился у налима почти в шесть раз, у леща в 10 раз, у радужной
99
форели в девять раз, у ручьевой форели в четыре раза, а у окуня только в два раза. Причина такой
неравномерности не совсем ясна и может быть обусловлена как различной чувствительностью нервной системы
к величине градиента концентрации, так и функциональными особенностями локомоторного аппарата. Вероятно,
уровень чувствительности того или иного вида рыб к различным ядам промышленных сточных вод будет
меняться в зависимости от того, какая функциональная система избрана в качестве показателя для суждения о
степени чувствительности. В каждом отдельном случае, в зависимости от природы вещества и механизма его
токсического действия, придется выбирать те функциональные системы (двигательная, дыхательная, сердечнососудистая и т.д.), в деятельности которых в первую очередь отмечаются Сдвиги, и использовать их в качестве
показателей чувствительности. Принимая во внимание уровень чувствительности, изученные виды можно
условно разбить на две группы: высокочувствительные - радужная и ручьевая форель, плотва и ерш и
низкочувствительные виды - лещ, налим, синец и карась. Щука и окунь по своей чувствительности занимают
промежуточное положение.
Опыты, проведенные летом, показали, что наиболее чувствительны осетр и стерлядь, наименее - жерех и
севрюга. Необходимо отметить, что выраженность двигательной активности у рыб летом при высоких
температурах стерта (по сравнению с зимой). При сопоставлении латентного периода реакции рыб на
токсическое вещество у видов, близких в систематическом отношении, определенной связи не обнаружено.
Латентный период двигательной реакции у осетра и стерляди оказался близким 3,5 и 4 мин (при 20 мг/л фенола),
а у севрюги 10 мин (более чем в два раза). Лещ и синец имеют сходный латентный период реакции на фе-нольное
раздражение - 3-4 и 3 мин (при 20 мг/л). Ручьевая и радужная форель характеризуются сходным латентным
периодом реакции в растворе фенола 10 мг/л- 2 и 1,5 мин, но заметно раз-I; личаются (в три раза) при
использовании более концентрированных растворов: 15 и 20 мг/л. Наконец, в растворе фенола 25 мг/л Ц
различие между латентными периодами реакции этих двух видов вновь сходны: 6,5 и 0,3 мин. Таким образом,
уровень чувствительности рыб к фенолу широко варьирует от вида к виду.
Обзор табличных данных, характеризующих устойчивость рыб (табл. 50), показывает, как зажно в
качестве показателя устойчивости использовать время гибели рыб, поскольку минимальные летальные
концентрации для систематически удаленных видов могут оказаться одинаковыми. Так, например, минимальная
летальная концентрация фенола для щуки и налима оказалась одинаковой и равна 10 мг/л. Вместе с тем время
гибели щуки и налима при этой концентрации различается в 3,5 раза, а по мере увеличения концентрации фенола
с 10 до 25 мг/л среднее время гибели обоих видов рыб различается уже в 10 раз. Следовательно, особенности
реакции этих видов рыб более выражены при высоких концентрациях яда. Скорость развития интоксикации у
100
щуки и налима при равномерном увеличении концентрации фенола изменяется неодинаково (рис. 41).
Повышение концентрации яда с 10 до 20 мг/л ускоряет время гибели налимов почти в три раза, в то время как у
щук оно практически не изменилось.
Рис. 41. Устойчивость двух систематически удаленных видов рыб к фенолу:
1 - щука; 2 – налим
При сравнении устойчивости представителей различных родов семейства карповых отмечено, что в
растворах фенола 5-45 мг/л большинство видов рыб выживали в течение 24 ч. При концентрации фенола 25 мг/л
все подопытные караси выжили, а синцы погибли за 5 я 47 мин.. Промежуточное положение заняли лещ и
плотва, у которых в растворе фенола 25 мг/л погибло немногим более 50% испытуемых рыб. В целом для
семейства карповых характерен широкий диапазон колебаний устойчивости, к высоко - устойчивым видам
относятся карась и плотва, а к низкоустойчивым - чехонь.
101
Особенно интересны опыты по определению уровня, токсикоре-зистентности у систематически близких
видов рыб. Из трех видов осетровых у двух: осетра и севрюги - минимальная летальная концентрация оказалась
одинаковой-10 мг/л (рис. 42), хотя, судя по времени гибели, осетр несколько более устойчив, чем севрюга.
Стерлядь значительно менее устойчива, чем осетр и севрюга, величина минимальной смертельной концентрации
для нее - 5 мг/л. Но в более высоких концентрациях яда динамика гибели стерляди весьма сходна с таковой
севрюги.
Рис. 42. Устойчивость трех систематически близких видов рода Acipenser к фенолу:
1 - стерлядь; 2 - севрюга; 3 - осетр
В опытах на трех других систематически близких видах рыб рода Abramis (рис. 43) установлено, что
устойчивость леща и синца примерно одинакова и заметно отличается от белоглазки. Однако различие это
выявляется лишь при сопоставлении времени гибели, поскольку минимальная летальная концентрация яда для
всех видов одинакова и равна 5 мг/л.
Рис. 43. Устойчивость трех систематически близких видов рода Fbramis к фенолу:
1- белоглазка; 2 – синец; 3 - лещ
В уровне устойчивости ручьевой и радужной форели нет реальных различий, об этом свидетельствуют не
только одинаковая минимальная летальная концентрация фенола, равная 10 мг/л, но и примерно равное время
гибели (рис. 44).
102
Рис. 44. Устойчивость двух систематически близких видов рода Salmo к фенолу:
1 – радужная форель, 2 ручьевая форелью
Таким образом, нам не удалось выявить существенных различий в уровне устойчивости систематически
близких видов рыб ни по минимальной смертельной концентрации яда, ни по времени гибели. Кроме того, было
установлено, что уровень токсикорезистент-ности некоторых видов, относящихся даже к различным семействам,
может быть довольно близким. Так, минимальная летальная концентрация фенола для налима, ручьевой и
радужной форели - 10 мг/л, причем и время гибели существенно не различалось. На основании этих опытов мы
делаем предварительный вывод о том, что токсикорезистентность едва ли может быть использована в качестве
одного из функциональных критериев видоспецифичности. Этот вывод важен и в практическом отношении, так
как позволяет данные, характеризующие минимальные летальные и предельно допустимые концентрации,
полученные в опытах на одних видах рыб, без риска распространять и на виды, близкие в систематическом
отношении.
Наши данные позволяют выделить две резко отличных по токсикорезистентности группы рыб:
высокоустойчивых - карась, сом, плотва, лещ, осетр и малоустойчивых - ерш, налим, чехонь, судак, радужная и
ручьевая форель. Исследованные нами виды по степени их устойчивости к фенолу можно расположить в
следующий убывающий ряд: карась>плотва>лещ>синец>щука>>ерш>окунь>ручьевая форель>налим>радужная
форель, в котором пеовые четыре вида высокоустойчивые, а последние пять малоустойчивые. В порядке
убывания чувствительности эти же виды рыб расположены следующим образом: радужная форель>ручьевая
форель>плотва>ерш>щука>окунь>лещ>налим>синец>карась, в котором первые четыре вида рыб
высокочувствительные, последующие - низкочувствительные.
Сравнение этих рядов показывает, что не всегда высокая чувствительность вида сопровождается низкой
устойчивостью и наоборот. Наиболее ярко это проявляется на примере плотвы и налима. Первая, обладая
высокой чувствительностью, проявила большую устойчивость к фенолу. Налим, наобопот, при низкой
чувствительности проявил малую устойчивость. Видам, занимающим промежуточное положение между
высокочувствительными и низкочувствительными (окунь, щука), свойственна различная степень устойчивости:
окунь оказался малоустойчивым, а щука среднеустойчивой. Поэтому нельзя упрощенно толковать
взаимоотношения между устойчивостью и чувствительностью рыб к ядам.
Выявленная нами своеобразная диссоциация между устойчивостью и чувствительностью рыб к ядам
органического ряда свидетельствует о том, что наряду с чувстительностью нервных образований к ядам большую
роль играют компенсаторные реакции организма, выраженность и эффективность которых определяется
физиологическим состоянием рыбы и факторами, на него влияющими. В общефизиологическом плане эти
данные интересны тем, что они являются косвенным свидетельством существования у низших позвоночных, в
частности, у рыб, регулирующих механизмов, обеспечивающих поддержание постоянства внутренней среды в
условиях стрессирующих воздействий различных факторов внешней среды. Бесспорно, что эти регулирующие
механизмы у рыб весьма далеки от таковых теплокровных животных, однако можно предположить, что
примитивная регуляция гомеостаза появилась в филогенезе до возникновния гомотермии.
В какой мере данные по сравнительной устойчивости разных видов рыб, полученные на модели
фенольной интоксикации или в опытах с другой группов ядов, можно использовать для прогнозов относительно
уровня устойчивости этих видов рыб к различным компонентам промышленных сточных вод? Существует точка
зрения (Wells, 1918), что если рыба высокоустойчива к какому-то одному токсическому агенту, то она будет
устойчива и к другим ядам промышленных сточных вод. Форель обычно рассматривается как малоустойчивый
вид, а золотая рыбка и некоторые другие карповые - как высокоустойчивые. Действительно, имеются данные, что
золотая рыбка в сравнении с другими видами более устойчива к различным ядам промышленных сточных вод,
таким, как сероводород (Belding, 1927, 1929), свободный хлор (Zimmer-mann, Berg, 1934; Davis, 1934), железо
103
(Ellis, 1937), свинец (Jones, 1938) и некоторым другим. С другой стороны, низкая в сравнении с другими видами
устойчивость форели была отмечена в опытах с хлором (Ebeling a Schrader, 1929; Ebeling, 1931), свинцом (Jones,
1938), хромом (Gringley, 1945), аммиаком (Wuhrmann, Woker, 1948). В литературе имеются указания, что виды,
высокоустойчивые к одной группе ядов, могут оказаться малоустойчивыми к другим ядам. Так, Н. С. Строганов и
А. Т. Пажитков (1941) установили, что окунь более устойчив по сравнению с вьюном к токсическому действию
меди, а к аммиаку, наоборот, менее устойчив. Это наблюдение имеет важное значение и приводит к
необходимости сузить круг веществ при экстраполяции результатов опытов с каким-либо одним веществом на
другие вещества.
По-видимому, можно сопоставлять устойчивость рыб только к тем ядам, которые обладают сходным
механизмом действия на организм или объединенных химическим родством. В этой связи уместно сравнить
результаты наших опытов с данными А. О. Taусон (1947), полученными при испытании токсичности веществ,
действующих преимущественно на нервную систему: нитробензол, фурфурол, толуол, нафтеновые кислоты. Так
же как и в наших опытах с фенолом, автор отметил, что ерш, окунь и налим значительно менее устойчивы к
перечисленным ядам органической природы в сравнении с лещом и плотвой.
Наши опыты показывают, что видовые особенности рыб играют важную роль в определении исхода
контакта рыб с ядом при неизменной концентрации вещества и времени его действия. По-видимому, при
построении оптимальной схемы ихтиотоксикологи-ческого эксперимента, направленного на определение
предельно допустимых концентраций токсического агента, необходимо в качестве тест-объекта избирать
наименее устойчивый вид в данном водоеме. Можно использовать и какой-либо чрезвычайно малоустойчивый
вид, как, например, Rasbora heieromorpha (Alabaster, Abram, 1964). Эта рыбка широко используется в Англии для
установления предельно допустимых концентраций различных ядов промышленных сточных вод, а также для
решения вопроса о возможности спуска сточных вод в тот или иной водоем.
ИНДИВИДУАЛЬНЫЕ, СЕЗОННЫЕ И ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ
ОСОБЕННОСТИ УСТОЙЧИВОСТИ РЫБ К ЯДАМ. ЗНАЧЕНИЕ
НЕКОТОРЫХ ДРУГИХ МАЛОИЗУЧЕННЫХ ФАКТОРОВ
Одним из наиболее важных факторов, существенно влияющих на степень точности оценки токсического
эффекта различных ядов промышленных вод, являются индивидуальные колебания токси-корезистентности рыб.
Они являются чаще всего причиной нарушения постоянства экспериментальных результатов и тем самым
затрудняется установление связи между концентрацией и эффектом. Имеются единичные сообщения (Wuhrmann,
Woker, 1950; Herbert а. Merkens, 1952), в которых предпринята попытка оценить значение индивидуальных
вариаций устойчивости рыб к ядам и их влияние на суждение о степени токсичности исследуемого вещества. Д.
Херберт^и Д. Меркенс (1952) провели опыты для выявления роли индивидуальной изменчивости в определении
устойчивости форели к цианидам (рис. 45). Авторы пришли к выводу, что время потери равновесия рыб в
токсическом растворе целесообразно представлять на графике в виде логарифма времени. В этом случае хотя
кривая еще ассиметрична, но приближается к нормальной кривой.
Рис. 45. Распределение времени выживания радужной форели
в растворе цианида 0,14 мг/л при 17,5°С: а - выживание, %;
б - рыбы, потерявшие рефлекс равновесия, шт. По оси абсцисс - логарифм времени наблюдения, мин;
в - рыбы, потерявшие рефлекс равновесия, шт. (время наблюдения в десятичных логарифмах);
г - кривая нормального распределения (по Herbert, 1952).
104
По нашим данным (Лукьяненко и Флеров, 1963а, 1964), амплитуда вариационного ряда
продолжительности жизни (в ч) испытуемых рыб при одной и той же концентрации фенола необычайно велика.
Так, например, при концентрации фенола 25 мг/л минимальное время гибели некоторых подопытных рыб 20,5 ч,
а максимальное 171 ч. Еще большее различие наблюдается при концентрации 50 и 200 мг/л, где время гибели
неполноценных рыб в 47 и 76 раз (соответственно) короче, чем здоровых. Большой размах колебаний неизбежно
отражается и на самой средней величине, вследствие чего она весьма приближенно отражает реальную
устойчивость данного вида и заметно меняется от опыта к опыту. Чтобы понизить роль случайности в оценке
токсического эффекта, нужно увеличивать количество подопытных рыб, причём значение индивидуальной
изменчивости в устойчивости рыб зависит, по-видимому, от группы ядов. В опытах с аммиаком, например,
индивидуальный разброс отдельных измерений менее выражен, чем в опытах с фенолом, поскольку реакция рыб
fifa аммиак более определенна и сжата во времени. Вместе с тем попытки избавиться от влияния
индивидуального фактора в токсикологических экспериментах неизбежно ведут к упрощенному толкованию
получаемых данных. Вероятно, другой путь состоит в количественном учете индивидуальных факторов путем
построения кривых индивидуальной устойчивости испытуемых рыб по данным каждой серии опытов. При
построении кривой индивидуальной устойчивости на оси абсцисс откладывают время гибели, а на оси ординат процент гибели животных. Получаемые кривые в соответствии с амплитудой времени гибели испытуемых рыб
имеют то более крутой (при высоких концентрациях яда), то более пологий характер (при низких концентрациях
яда) и отражают размах индивидуальной изменчивости устойчивости рыб к ядам (рис. 46 и 47). Фактор
индивидуальной изменчивости более выражен при относительно низких концентрациях яда (50 мг/л) и его
значение нивелируется по мере повышения концентрации яда. Следовательно, наибольшое значение
индивидуальные особенности токсикорезистент-ности рыб будут иметь при определении пороговой летальной
концентрации яда, а также при установлении предельно допустимой концентрации токсического агента.
Рис. 46. Динамика гибели сеголетков карася в растворе фенола 50 мг/л.
Рис. 47. Динамика гибели карасей в растворе фенола 800 мг/л.
В литературе отсутствуют какие-либо сведения относительно влияния сезонного фактора на
токсикорезистентность рыб. Исходя из общефизиологических представлений, можно было ожидать, что такое
влияние существует. Еще Клод Бернар (Bernard, 1871) в лекциях по «Экспериментальной патологии» указывал на
105
более высокую резистентность амфибий к стрихнину, хлороформу и эфиру зимой. Мы проверили это
предположение в опытах на рыбах. Были поставлены опыты на 390 карасях 2-3-летнего возраста. Изучали
характер зависимости двух основных параметров концентрации-время в растворах фенола 25, 50, 100, 200, 400 и
800 мг/л. Опыты вели в принятых в нашей лаборатории стандартных условиях: температура 15° С, кислород 7-5
мг/л, рН 7,1-7,4, жесткость 10° Нем. Зимой и летом опыты велись в строго идентичных условиях на рыбах одного
вида, возраста и размеров, взятых из одного водоема. Результаты опытов подвергали статистической обработке.
Всего проведено три серии опытов: первая на 120 карасях в декабре 1961 г., вторая на 150 карасях в конце
февраля 1962 г. и третья на 120 карасях в июне 1962 г. При сопоставлении результатов первой и второй серий
опытов выявлены внутрисезонные изменения токсикорезистентности, а первой и второй с третьей - межсезонные
колебания токсикорезистентности.
В суммарном виде результаты опытов представлены на рис. 48. Анализ их показывает, что нам не удалось
выявить внутрисезонные колебания токсикорезистентности карасей в начале и конце зимы (кривые 1 и 2),
наблюдалось только некоторое снижение устойчивости рыб к наиболее высоким концентрациям яда в феврале.
Резко отличные результаты получены в июньских опытах (табл.51): значительно укорочено время выживания при
всех концентрациях фенола. Особой выразительности это различие достигает в опытах с концентрациями фенола
50, 200 и 400 мг/л (в 11, 12 и 4 раза, соответственно). В диапазоне остротоксичных концентраций (от 50 до 800
мг/л) продолжительность жизни испытуемых карасей примерно одинаковая. Этим результаты летних опытов
резко отличаются от зимных.
Рис. 48. Устойчивость рыб к фенолу в зимнее и летнее время:
1 - первая серия опытов; 2 - вторая серия опытов; 3 - третья серия опытов.
Таблица 51
Продолжительность жизни карасей при испытании токсичности в июне 1962 г.
В зимних опытах первой и второй серии при равных условиях концентрация фенола 100 мг/л была всегда
106
токсичнее (по времени выживания), чем концентрации 200 и 400 мг/л (см. рис. 50). В летних опытах этот факт
отметить не удалось. Статистический анализ различия между скоростью гибели карасей в зимних и летних
опытах выявил их достоверность в отношении пяти концентраций (кроме 200 мг/л) при весьма высоком уровне
значимости критерия q=l%. Различия в устойчивости карасей зимой и летом, вероятно, обусловлены сезонными
особенностями метаболизма рыб. Зимой караси впадают в спячку и уровень обмена веществ у них значительно
ниже, чем, вероятно, и объясняется их более высокая устойчивость. Это подтверждается данными о динамике и
интенсивности аккумуляции рыбами радиоизотопов в зависимости от физиологической активности, времени
года, температуры и других факторов, ускоряющих или замедляющих процессы метаболизма, в частности
минеральный обмен (Krumholz, 1956; Davis a. Foster, 1958 ; Телитченко, 1962; Федорова, 1963). Эти данные могут
служить полезной аналогией при обосновании предположения, что уровень устойчивости рыб к ядам и
конкретно к фенолу определяется, в конечном счете, уровнем метаболизма и зависит в той или иной степени от
факторов, меняющих интенсивность обмена.
Следовательно, сезонный фактор имеет весьма существенное значение при определении
токсикорезистентности рыб и должен быть учтен наряду с другими уже известными факторами. Более высокая
устойчивость рыб к ядам зимой может быть принята во внимание и при решении ряда практических вопросов,
связанных с определением режима сброса некоторых высокотоксичных, но быстро нейтрализующихся в воде
компонентов промышленных сточных вод, которые могут привести к гибели рыб в непосредственной близости
от места сброса. Такие сточные воды, в случае безвыходного положения, предпочтительнее сбрасывать в реку
лишь при низких температурах.
Уже в работе Н. С. Строганова и А. Т. Пажиткова (1941) установлено, что устойчивость рыб к аммиаку в
большей мере определяется экологическими особенностями вида, чем его систематическим положением. Авторы
разбили изученные виды на три группы: группу А - высокоустойчивые к аммиаку (вьюн , карась и уклейка);
группу В - среднеустойчивые (гамбузия, гольян, линь, плотва, лещ и красноперка); группу С - малоустойчивые
(бычок, голец, щиповка, голавль, пескарь и окунь). Уровень устойчивости рыб к аммиаку оказался тесно связан с
условиями существования вида. Так в группу А попали рыбы, обитающие в. заиленных местах (вьюн, карась), в
группе С находятся рыбы (окунь, щиповка, пескарь), живущие в проточной воде, причем близкородственные
виды (вьюн, голец, щиповка) находятся в различных экологических группах.
В ходе исследований, направленных на выявление видовых особенностей чувствительности и
устойчивости рыб к фенолу, основные результаты которых нами уже изложены, мы собрали обширный материал,
свидетельствующий о наличии тесной связи между этими двумя параметрами и особенностями образа жизни
рыб. Чувствительность рыб оказалась тесно связанной с образом их жизни и, прежде всего, с характером их
движения. В качестве примера рассмотрим данные, полученные в опытах с двумя хищными видами рыб: щукой
и налимом. Щука - пример быстроплавающего и активно преследующего добычу хищника, в то время как налим
относится к видам малоплавающим и подстерегающим свою добычу из засады. Латентный период двигательной
реакции у щуки в 2-6 раз (при 10 мг/л) ив 1,8 раза (при 25 мг/л) короче, чем у налимов. При сравнении величин
латентного периода у двух мирных рыб, различающихся степенью подвижности, - быстроплавающей плотвы и
малоподвижного леща - выявляются отношения, сходные с теми, что были получены для щуки и налима.
Латентный период двигательной реакции у плотвы в 6 раз (при 10 мг/л) и в 1,5 раза (при 25 мг/л) короче, чем у
леща. Общим для этих пар рыб (налим - щука и лещ - плотва) является также и то, что при высоких
концентрациях, яда (25 мг/л) различие между величиной латентного периода в каждой паре становится менее
выразительным, чем при низких концентрациях (10 мг/л).
Полученные данные позволят сделать вывод, что ведущую роль в определении порога возбудимости и
чувствительности рыб к фенолу играет не характер питания, а степень развития локомоторного аппарата у
испытуемых видов рыб.
В противоположность данным по чувствительности рыб к фенолу, определяемой, по-видимому, степенью
и характером двигательной активности, связанной с особенностями нейромускулярного аппарата, устойчивость
различных видов рыб к фенолу зависит главным образом от характера питания. Хищные и полухищные рыбы
значительно менее устойчивы к фенолу, чем мирные виды рыб. Это выражено не только временем гибели рыб в
растворах равной концентрации, но и величиной пороговой летальной концентрации, которая для мирных рыб в
2-2,5 раза выше, чем для хищных и полухищных (рис. 49 и 50). Выявленное на модели фенольной интоксикации
различие в уровне устойчивости хищных имирных рыб, видимо, может быть распространено на группу ядов с
преимущественным действием на нервную систему. Об этом свидетельствуют данные А. О. Таусон (1947), а
также результаты опытов Е. В. Бурмакина (1963) с полихлорпиненом, согласно которым хищные виды рыб
(окунь, щука и ерш) менее устойчивы в сравнении с мирными (карп, плотва).
Эти различия в уровне устойчивости к ядам с преимущественным действием на центральную нервную
систему можно объяснить тем, что при относительно сходном типе строения головного мозга степень развития
различных отделов центральной нервной системы, а также контактных и дистантных рецепторов у этих групп
рыб неодинакова, а от этого зависит, насколько легко они повреждаются. Высокая устойчивость мирных рыб по
сравнению с хищными и полухищными может быть обусловлена не только различной возбудимостью, степенью
подвижности и уровнем метаболизма, но и различной выраженностью компенсаторных реакций в ответ на
107
стрессирующее воздействие ядов промышленных сточных вод.
Рис. 49. Устойчивость мирных рыб к фенолу:
1 - синец: 2 - лещ; 3 - плотва; 4 - карась.
Рис. 50. Устойчивость всеядных рыб к фенолу:
1 - ерш; 2 - окунь; 3- ру'чьевая форель; 4 - радужная форель.
В связи с возрастающим загрязнением прибрежной зоны многих морей и океанов особое значение
приобретает вопрос относительно различий в уровне устойчивости морских и пресноводных рыб к ядам
промышленных сточных вод. Экспериментальных данных по этому вопросу мало. Можно лишь указать на
работы Shelford a. Powers'(1915), Shelford (1918), Safford (1940), Hart (1945) по устойчивости морских и
пресноводных рыб к избытку углекислоты. В этих работах показано, что морские виды менее устойчивы к
свободной углекислоте, чем пресноводные. В наших опытах обнаружена более высокая устойчивость к фенолу
осетра и севрюги по сравнению с пресноводной стерлядью.
Уровень устойчивости рыб к ядам, а стало быть, и пороговые летальные концентрации различных
компонентов промышленных сточных вод зависят от очень многих факторов, полный перечень которых еще
далек от завершения.
Н. С. Строганов и А. Т. Пажитков (1941) показали, что устойчивость рыб к токсическому действию меди
зависит от состояния здоровья. Больные окуни и вьюны, пораженные сапролегнией, менее устойчивы, чем
здоровые (табл. 52).
108
Таблица 52
Продолжительность жизни больных и здоровых окуней в растворах меди
(по Строганову и Пажиткову, 1941)
В свою очередь токсическое влияние промышленных сточных вод, ослабляя организм, способствует
паразитарным заболеваниям рыб, увеличивая, в частности, зараженность эндопаразитами (Ляйман, 1957).
Имеются указания (Wells, 1923) о снижении уровня устойчивости рыб к ядам в посленерестовый период, с
последующим ее повышением, максимум которой наблюдается в преднерестовый период.
По данным М. М. Телитченко (1961) и Федоровой (1963), устойчивость самок зеркального карпа к
радиоактивному стронцию значительно выше, чем самцов, хотя самки Накапливали радиоактивного стронция
больше, чем самцы.
На устойчивость рыб к ядам оказывает влияние и так называемый стайный эффект (Allee, Bowen, 1932).
Устойчивость золотых рыбок к серебру в стае значительно выше, чем одиночных особей.
Весьма интересны данные Д. X. Херберта и Д. Шурбена (Herbert, Shurben, 1963) об уровне устойчивости
рыб в проточной и стоячей воде. В опытах на радужной форели с сернокислым цинком и хлористым аммонием
авторы установили, что в проточной воде устойчивость рыб к ядам заметно снижается и связывают этот феномен
с увеличением обменных процессов при физической нагрузке. Время гибели радужной форели в проточной воде
под влиянием хлористого аммония сокращалось до 0,81 от контрольного (в стоячей соде), а сернокислогск цинка
- до 0,70. На основании этих данных можно думать, что устойчивость рыб к ядам в конце длительных миграций
будет снижаться. Это важно иметь в виду. при биологическом нормировании предельно допустимых
концентраций для водоемов, в которые входят проходные и полупроходные рыбы. В первую очередь это
относится к Нижней Волге, куда входят на нерест осетровые, гибель которых в районе Волгограда происходит
чаще других видов рыб.
В ряде работ К. Карпентера (Carpenter, 1925, 1926, 1927) отмечено значение объема токсического раствора,
в котором находятся испытуемые рыбы. Оказалось, что при неизменной концентрации свинца с уменьшением
объема токсического раствора уменьшается его токсичность.
Д. Херберт и Д. Меркенс (1952), а также С. Вейс и Д. Боттс (Weiss a. Botts, 1957) сообщили о зависимости
устойчивости рыб к ядам (при прочих равных условиях) от периода акклиматизации к лабораторным условиям. В
первой из этих работ показано, что время гибели форели в растворе цианида 0,15 мг/л существенно меняется в
зависимости от срока акклиматизации (от 24 до 101 ч). Минимальный срок акклиматизации, после которого
наступает стабильный уровень токсикорезистентности, - 8 дней. С Вейс и Д. Боттс нашли, что чем дольше
акклиматизация в лабораторных условиях перед проведением опытов, тем больше время выживания 50%
испытуемых рыб (окуни, гольяны, золотые рыбки). В наших опытах, проведенных на разнообразных видах рыб,
также показана необходимость выдерживания рыб в экспериментальных условиях перед проведением основных
опытов. Оптимальный срок выдерживания 7-10 дней.
Интересное наблюдение описано в работе И. Аллана, Д. Ала-бастера и Д. Херберта (Allan, Alabaster,
Herbert, 1954) относительно уровня, устойчивости рыб к ядам в естественных и лабораторных условиях.
Оказалось, что рыбы в загрязненном ручье выдерживали более высокую степень загрязнения промышленными
сточными водами, содержащими аммиак, углекислоту и другие токсические вещества, чем в лабораторных
опытах.
Учитывая изложенные данные, следует сделать вывод, что необходима строгая стандартизация условий
проведения лабораторных исследований токсичности различных компонентов промышленных сточных вод. Это
важно, поскольку много переменных оказывают существенное влияние на уровень устойчивости рыб к ядам и,
стало быть, на результаты опытов, направленных на выявление степени токсичности того или иного компонента
промышленных сточных вод.
109
Раздел IV
ФИЗИОЛОГИЧЕСКИЙ АСПЕКТ ПРОБЛЕМЫ ВЛИЯНИЯ
ЯДОВ ПРОМЫШЛЕННЫХ СТОЧНЫХ ВОД НА РЫБ
ОБНАРУЖЕНИЕ И ИЗБЕГАНИЕ РЫБАМИ ЯДОВ
Одно из наиболее интересных и важных в практическом отношении направлений исследований в
современной токсикологии - изучение способности рыб обнаруживать и избегать растворенные токсические
вещества. В. Шелфорд и В. Алли (Shelford, Alii, 1913), по-видимому, первыми изучали в экспериментальных
условиях способность рыб различать и избегать воду с ненормально низким содержанием кислорода. Опыты
были проведены на ряде американских видов рыб. Рыбы обнаруживали и избегали воду с недостаточным
содержанием кислорода или избыточным количеством СО2. Правда, авторы не определяли уровень кислорода в
воде, на которую реагировали рыбы и не изучали поведение рыб в этих растворах.
В последующих работах В. Шелфорда (Shelford, Powers, 1915; Shelford, 1917, 1918) изучалась реакция рыб
на аммиак и аммиачные соли, сульфиды, нафталин, фенол и крезол, а также ряд других соединений из стока
газовых заводов. Опыты проводились в «градиентном баке», представляющим собой прямоугольный сосуд
размерами 120x15 см и глубиной 13 см. Передняя стенка бака сделана из стекла, чтобы наблюдать за
подопытными рыбами. Градиент концентрации яда достигался благодаря тому, что чистая вода и токсический
раствор заполняли бак с двух противоположных концов, а сток жидкости был предусмотрен в середине сосуда. В
баке находилась одна испытуемая рыба, движение ее записывалось и составлялась диаграмма. В результате
экспериментов на гольянах и 13 других видах В. Шелфорд пришел к заключению, что изученные рыбы очень
слабо различали и избегали перечисленные вещества. Недостаток опытов Шелфорда состоял в том, что в баке его
конструкции трудно получить удовлеторительный градиент концентраций, причем концентрация токсического
агента на дне бака и в верхних слоях раствора неодинакова. Кроме того, не была известна величина
концентрации, с которой сталкивалась рыба в градиентном баке.
М. Веллс (Wells, 1915а, b, 1918), Е. Пауэре (Powers, 1921), А. Холл (Hall, 1925) продолжали исследования в
этом направлении, но их работы не принесли должной ясности. Между тем решение этого вопроса совершенно
необходимо, так как многие загрязнения рек имеют временный или локальный характер, а в водоеме имеет место
неполное смешение ядовитых сточных вод вблизи стоков.
Д. Джонс (Jones, 1947, 1948, 1952) опубликовал серию работ, выполненных на достаточно высоком
методическом уровне и с широким ассортиментом веществ. Установка, использованная Д. Джонсом, выгодно
отличается от градиентного бака Шелфорда большей контролируемостью условий проведения опыта. В ней
можно более точно регулировать концентрацию яда и скорость течения раствора. Испытуемые рыбы находились
в горизонтальной трубке, длиной до 58 см и внутренним диаметром 34 мм, в которую токсический раствор и вода
подавались с разных сторон из специальных аспираторов. Резкое разделение воды и раствора в центре трубки
достигалось маленькими перегородками внутри ее. Для освобождения от отработанного раствора в центре
трубки имелись два стока. Результаты регистрировались на диаграмме, причем местоположение рыбы
отмечалось каждые 15 или 30 сек. По мнению Д. Джонса, форель, колюшка и гольян обладают хорошей
способностью различать и избегать токсические растворы свинца. Так, например, гольяны избегают свинцовый
раствор уже при концентрации 0,00001N (1 мг/л свинца). Колюшка, хорошо избегая низкие концентрации
азотнокислого свинца, теряет эту способность при высоких концентрациях, оказывающих на нее быстрое
токсическое действие (Джонс, 1948). Среди других тяжелых металлов колюшка хорошо распознает и избегает
токсические растворы сульфата цинка. В течение 20 мин после погружения рыбы начинают избегать 0,0003N
раствор ZnS04 (живет в нем в течение 7 ч). Интересно, что такую концентрацию сульфата цинка человек на вкус
не ощущает.
Д. Джонс пришел к выводу, что токсичность сульфидов, кислот и щелочей также распознается рыбами.
Колюшка, например, избегает кислую воду при рН 5,4 и щелочную при рН 11,4 (и выше). В интервале этих
концентраций водородных ионов поведение рыб почти не отличается от нормального.
Специальная серия экспериментов была проведена Д. Джонсом (1952) для изучения реакции обнаружения
и избегания у гольянов, колюшек и форели воды с низким содержанием растворенного кислорода в области
температур от 3 до 24° С. При низких температурах воды (3° С) эти рыбы обнаруживают плохо выраженную
реакцию избегания воды с низким содержанием кислорода (0,3 мг./л). Степень выраженности реакции
увеличивается по мере возрастания температуры воды, и при 20-24° С рыбы почти немедленно обнаруживают и
избегают плохо аэрированную воду. Автор считает, что скорость избегания воды с малым количеством кислорода
определяется скоростью развития диспноэ, прямо связанного со степенью кислородной недостаточности и
температурой воды.
Особый интерес представляют растворы химических веществ, в которых рыбы обнаруживают
парадоксальную реакцию, они избегают относительно высокие концентрации вещества и привлекаются
относительно низкими. Так, колюшка избегала концентрации 0,04 и 0,01 аммиака, но привлекалась
110
концентрациями в десятки раз более слабыми (0,001 N). Сходное поведение было отмечено и в растворах
сернокислой меди. Растворы 0,01 или 0,001 рыбы не избегали, но в более концентрированных растворах (0,04 и
0,1) отмечена отчетливая способность рыб избегать эти токсические растворы.
По мнению Д. Джонса, имеется группа веществ, в которых реакция избегания проявляется слабо или
отсутствует. В первую очередь это относится к растворам хлористой ртути.
Важное практическое значение имеют опыты с ядами, действующими преимущественно на нервную
систему. Обнаружено, что гольяны плохо или совсем не способны избегать растворы с высокими
концентрациями фенола (40, 100 и 400 мг/л). В растворах фенола 10 и 20 мг/л получены неопределенные данные,
уменьшение концентрации фенола до 4 мг/л приводило к увеличению процента рыб, переходящих из
токсического раствора в чистую воду. В течение 13 мин гольяны переходили зону вода-раствор около 30 раз, но
так и не избежали развития некоторых симптомов фенольной интоксикации. Эти опыты согласуются с ранними
наблюдениями В. Хейна (Hein, 1908) над форелью, которая избегала незначительные (4,5 мг/л) концентрации
фенола и уходила в чистую воду.
М. М. Калабина и Ц. И. Роговская (1934) также считают, что рыбы уходят из загрязненных фенольными
сточными водами рек в более чистые места при концентрациях фенола значительно меньших, чем минимальные
смертельные (0,2-10 мг/л).
В опытах Д. Джонса с паракрезолом гольяны избегали токсический раствор 300 мг/л и совершенно не
входили в него. Проявление реакции избегания было отмечено и при концентрации паракрезола 200 мг/л. При
большем разведении, однако, способность гольянов обнаруживать и избегать токсические растворы резко упала.
Тем не менее зона вода - раствор в опытах с паракрезолом 30, 40 и 100 мг/л являлась препятствием для рыб и
можно было отметить некоторую негативную реакцию к токсическому раствору, хотя и менее выраженную, чем в
опытах с концентрациями 200 и 300 мг/л.
Сходные данные получены и в опытах с ортокрезолом. Гольяны избегали растворы с высокими
концентрациями яда - 400 мг/л, а при снижении концентрации ортокрезола (200, 100 и 30 мг/л) способность рыб
«распознавать» растворы быстро уменьшается. Так, например, гольяны упорно входили из чистой воды в
токсический раствор с концентрацией ортокрезола 200 мг/л. После восстановления рефлекса равновесия в чистой
воде они вновь заплывали в токсический раствор. Поведение гольянов в растворах фенольных стоков
химических фабрик, содержащих фенол, крезолы и небольшое количество ксиленола, было в основном сходно с
тем, что отмечалось в опытах с чистыми крезолами. При разведении фенольных сточных вод (1:3 и 1:6)
наблюдалась ярко выраженная реакция избегания токсического раствора. Последующее разведение токсического
раствора (1:10; 1:20; 1:40 и 1:100) приводило к резкому уменьшению способности гольянов распознавать и
избегать эти растворы.
На основе полученных данных Д. Джонс (1951, 1957) приходит, к выводу, что гольяны слабо или вовсе не
способны обнаруживать и избегать различные концентрации веществ, действующих, по-видимому, на нервную
систему рыб (фенол, орто- и паракрезол, анилин и т. д.). Избегание гольянами некоторых высоких концентраций
(300 и 400 мг/л) орто- и паракрезола автор объясняет раздражающим влиянием этих веществ, отпугивающим
рыб. Сопоставляя результаты своих опытов, Джонс предлагает следующее объяснение неспособности рыб
избегать растворы фенольного ряда. Время, необходимое рыбам для избегания растворов фенольного ряда, и
время, нарушающее такую способность, весьма близко по своему значению, вследствие чего рыбы не способны
избегать ядовитые растворы. В опытах с растворами свинца и цинка время, необходимое для проявления реакции
избегания, представляет собой небольшую часть времени, нарушающего способность осуществить ее, поэтому
рыбы избегают эти растворы. Нам представляется, что такое объяснение весьма искусственно, так как в опытах с
пара- и ортокрезолом имело место обратное явление: высокие концентрации яда, для которых характерно очень
короткое время потери рефлекса равновесия и координированных движений, избегались гольянами, а более
низкие нет. Чтобы обойти это противоречие, Джонс делает малоправдоподобное предположение о том, что у
крезолов следует различать два механизма действия: а) возбуждающее, которое вызывает реакцию избегания; б)
интоксикационный эффект, нарушающий координированное плавание. Исходя из этого (по Джонсу), при высоких
концентрациях крезолов (300 и 400 мг/л) преобладает возбуждающее действие, а при более низких (200, 100 мг/л
и ниже) возбуждающее влияние резко падает, в то время как интоксикационное остается. Такое предположение
недостаточно обосновано и противоречит имеющимся экспериментальным данным, согласно которым время
потери рефлекса равновесия в диапазоне концентраций от 100 до 400 мг/л примерно одинаково и даже несколько
меньше при более высоких концентрациях. Известно, что чрезмерное раздражение рецепторов боковой линии
приводит к потере рефлекса равновесия. Поэтому нельзя согласиться с мнением Джонса относительно
механизмов реакции «обнаружения и избегания» рыбами ядов промышленных сточных вод. Описываемая
реакция «обнаружения и избегания (of detecting and avoiding) на самом деле состоит из двух самостоятельных
реакций: реакции обнаружения и реакции избегания, которые, разумеется, связаны между собой, но эта связь
носит причинно-следственный характер. Между тем никто не обращал внимания на это весьма существенное
обстоятельство, вследствие чего нередко впадали в ошибку при истолковании экспериментальных данных. Д.
Джонс (1957), например, пишет: «рыбы почти не способны обнаруживать и избегать более высокие
концентрации этих веществ» (имеется в виду фенол, пара- и ортокрезол) или «эти токсические растворы, которые
111
не распознаются, действуют как вид западни». Подобное утверждение не соответствует как фактическим данным
самого Джонса, в частности, результатам опытов с растворами аммиака, меди и фенола, так и данным других
авторов. Д. Хаслер и В. Висби (Hasler, Wisby, 1950), например, с помощью метода условных рефлексов выявили
способность Hybor-hynchus not at us распознавать фенол в концентрациях 0,01 мг/л, а некоторые особи даже
концентрации 0,0005 мг/л, что в сотни раз меньше концентраций, указанных Джонсом, который считает, что
рыбы не обнаруживали концентрации фенола 100 мг/л и ниже. Данные Д. Хаслера и В. Висби согласуются с
результатами опытов X. Нейрат (Neurath, 1949), X. Тейхмана (Teichmann, 1957), А. Марестрёма (Marestrom, 1959)
и других относительно порогов обоняния рыб к различным органическим веществам. Так, Нейрат (1949)
показала, что рыбы различают концентрации фенилэтилал-коголя в 250 раз меньшие, чем человек. Эти данные
нашли подтверждение в опытах Тейхмана (1957) по определению порога чувствительности угря к Рфенилэтилалкоголю, который оказался равным 3-10-20.
Все эти данные показывают, что обонятельный анализатор, с присущей ему высокой чувствительностью,
может играть ведущую роль в обнаружении и различении рыбами химических веществ, оказывающих
токсическое действие на рыб.
Физиологические механизмы реакции обнаружения и реакции: избегания также различны. В основе
реакции обнаружения токсических веществ лежит функциональная активность химического-анализатора,
который объединяет вкус, обоняние и общее химическое чувство рыб. Поступающая информация анализируется
центральной нервной системой и передается в локомоторный аппарат, функциональная активность которого
лежит в основе реакции избегания. Исходя из этой схемы, обосновывающей различие между реакциями
обнаружения и избегания, можно понять результаты опытов Джонса с ядами типа фенола. Эти яды, парализуя
локомоторный аппарат рыб, делают невозможным осуществление реакции избегания, не оказывая при этом
влияния на реакцию-обнаружения. Гораздо труднее понять описанную Джонсом реакцию рыб в растворах
аммиака и меди, названную нами «парадоксальной» реакцией избегания.
Реакции обнаружения и избегания имеют огромный теоретический и практический интерес, их
необходимо изучать в дальнейшем. Основное внимание следует уделить расширению ассортимента веществ,
способных привлекать рыб или отпугивать от загрязненных стоков промышленных предприятий, поскольку
работы в этом плане имеют важное значение не только для токсикологии рыб, но и при решении ряда других
практических вопросов, таких, как привлечение рыб в рыбоподъемники и отпугивание от гидротехнических
сооружений.
В этом плане интересны опыты Л. Марестрёма (Marestromr, 1959) с тринитрофенолом. Оказалось, что это
вещество обладает явно выраженным привлекающим действием для рыб, отчетливая реакция которых
отмечается при концентрации 0,38-10-5 и достигает максимума при концентрации 8-10-5. Более высокие
концентрации 2,4,6-тринитрофенола 28-10-5 вызывают интоксикацию рыб. Из работ последнего времени (Jones et
al., 1956, 1960) следует отметить обстоятельное исследование Л. Хогланда (Hoglund, 1961),. направленное на
выявление реакции плотвы в условиях недостатка кислорода, избытка углекислоты и действия растворенных
сульфитов. Рыбы избегали воду с низким содержанием кислорода и избытком углекислоты. Кроме того, они
избегали растворы сульфитов, причем с удалением органов обоняния эта способность заметно снижалась.
Данные Л. Хогланда по избеганию рыбами сульфитных соединений подтверждают наблюдение Д. Джонса
и др. (Jones et al... 1956) об избегании рыбами сульфатных и сульфитных загрязнений бумажной фабрики.
Экспериментальные данные позволяют предположить, что обнаружение и избегание рыбами ядов может
иметь существенное значение и в естественных условиях. Так, в сообщении С. П. Федия (1961) в Днепровском и
Каховском водохранилищах с ростом концентрации мышьяка заметно уменьшается число видов рыб и резко
снижается плотность ихтиофауны. Об этом свидетельствуют и многочисленные факты исчезновения ценных
промысловых видов, как правило высокотребовательных к качеству воды, в загрязненных реках или в районах
крупных промышленных узлов на Волге.
МЕХАНИЗМЫ ОТРАВЛЕНИЯ РЫБ. РОЛЬ РАЗЛИЧНЫХ ОТДЕЛОВ
ГОЛОВНОГО МОЗГА РЫБ В РЕАКЦИИ НА ТОКСИЧЕСКОЕ
ДЕЙСТВИЕ ЯДОВ ОРГАНИЧЕСКОГО РЯДА
Изучение механизмов токсического действия вредных веществ промышленных стоков представляет
интерес для правильного выбора метода определения величины пороговой и предельно допустимой
концентрации химического соединения.
В зависимости от химической природы действующего токсического агента его губительное действие
может быть реализовано разными путями. В большинстве случаев яды неорганической природы и, прежде всего,
соли тяжелых металлов, минеральные кислоты и сильные щелочи главным образом повреждают жабры.
Различные соли свинца, цинка, меди, ртути, серебра, никеля, кадмия осаждают продукты секреции слизистой
жабр, межпластинчатое пространство заполняется этим осадком и нормальное движение жаберных нитей
становится невозможным. По уточненным данным английской лаборатории (W. P. R.,1957), первоначальный и
основной токсический эффект солей тяжелых металлов - отделение эпителия от нитей жаберных пластинок.
112
Около половины жаберного эпителия сбрасывается ко времени потери рефлекса равновесия и 3/4 во время
гибели. Высокие концентрации щелочей и кислот также вызывают коагуляцию жаберного секрета. В этих
случаях непосредственной причиной гибели отравленных рыб служит удушье или асфиксия. Асфиксия может
быть обусловлена двумя причинами: либо прекращением доступа кислорода к жабрам при нормальном уровне
гемоглобина, либо нарушением условий транспортировки кислорода гемоглобином. Из этого следует, что соли
тяжелых металлов, кислоты и щелочи вызывают асфиксию первым путем. Некоторые яды органического ряда,
например ротенон, также оказывают действие на структуру жабр, и одно время считали, что механизм действия
этого вещества объясняется гистолизом жабр и нарушением кровообращения. По данным П. Линдала и К. Оверга
(Lindhal, Overg, 1960), первичное действие ротенона заключается в подавлении дыхания путем нарушения
переноса электронов.
Цианистый водород и растворенные цианиды также вызывают асфиксию, но посредством угнетения
способности тканей утилизировать кислород. Сероводород и растворимые сульфиды, как и цианистые
соединения, тормозят утилизацию кислорода организмом. Это яды с выраженным внутренним действием. Сюда
относятся вещества, оказывающие специфическое воздействие на гемоглобин рыб: сульфат натрия, цианистый
калий, углекислый газ, аммиак. Углекислый газ, в частности, имеет выраженное сродство к гемоглобину и резко
уменьшает способность крови переносить кислород. Аммиак также действует на рыб как внутренний яд. Хотя
механизм его действия на рыб не изучен, однако у людей, как известно, он разрушает эритроциты, а гемоглобин
при этом превращается в гематин.
Разделение ядов промышленных сточных вод по типу их действия на наружные и внутренние (Doudoroff,
1957) условно. Следует говорить о преимущественном наружном или внутреннем действии ядов на рыб, ибо с
изменением концентрации токсического агента может меняться не только степень токсического эффекта, но и
степень повреждения различных систем и структур организма, т. е. выраженность этого эффекта. Это в первую
очередь относится к ядам неорганической природы. Действие на организм ядов органического ряда носит более
сложный характер, они вызывают одновременное поражение различных функциональных систем и, прежде
всего, центральной нервной системы.
Механизм отравления рыб ядами органической природы, такими, как разнообразные гомологи фенольного
ряда, инсектициды, гербициды, многие красители и т. д., редко служил предметом специального внимания.
Многие исследователи, на основе наблюдений за поведением рыб в токсических растворах этой группы веществ
и внешним симптомокомплексом отравления рыб, приходят к выводу, что соединения этого ряда действуют на
нервную систему. Но прямых доказательств участия центральной нервной системы в развитии токсического
процесса представлено не было.
Мы предприняли ряд исследований, направленных на выявление роли центральной нервной системы в
развитии внешних симптомов отравления рыб ядами органической природы. Фармакологический анализ путей
воздействия фенола на рыб и механизмов ответной реакции, проведенный с помощью наркотиков и местных
анестетиков (уретана, новокаина и кокаина), курареподобных препаратов (сукцинилхолина, флакседйла и
парамиона), антихолине-стеразных препаратов (фосфакола, прозерина и эзерина), показал (Лукьяненко, 1965),
что центральная нервная система и, в частности, головной мозг играет ведущую роль в проявлении и развитии
внешних симптомов отравления рыб ядами органического ряда. Опыты с курареподобными препаратами
выявили, что фенол и некоторые его гомологи (крезолы) не оказывают прямого раздражающего действия на
мышцы тела рыб. Использование антихо-линзстеразных препаратов позволило обнаружить важную роль
динамики ацетилхолинового метаболизма и, прежде всего, системы ацетилхолин - холинэстераза в
холинэргических синапсах центральной нервной системы и нервно-мышечных синапсах в развитии сложного
комплекса реакции рыб на токсическое воздействие. Эта точка зрения подтверждена биохимическими данными
по изменению активности холинэстеразы под влиянием фенола (Лукьяненко и Петухова, 1966).
Оставался открытым вопрос о значении головного и спинного мозга в реакциях рыб на токсическое
действие различных ядов с выраженным центральным действием. Известно, например, что в реакции рыб на
действие альтерирующего раздражителя физической природы, каким является электрический ток, ведущее место
занимает спинной мозг (Haskell et. al, 1954; Halsband, 1955 и др.). Определение роли головного и спинного мозга
в развитии отравления рыб ядами органического ряда чрезвычайно важно и в практическом отношении. В
зависимости от полученных данных будет решаться вопрос и об использовании тех или иных методов
определения изменений функций нервной системы для биологического нормирования предельно допустимых
концентраций этой группы веществ. Скажем, если окажется, что сдвиги наступают вследствие нарушении в
деятельности спинного мозга, то для определения токсичности интересующей нас группы веществ будут
использованы методы изучения функций цереброспинальной нервной системы, а не высших отделов
центральной нервной системы.
Для решения поставленных вопросов проведен экспериментальный анализ роли головного и спинного
мозга в реакции рыб на фенольное раздражение.
В первой серии опытов, проведенной на 25 спинальных карасях, полученных путем удаления головного
мозга, было установлено, что реакция рыб на токсическое воздействие фенолом, проявляющаяся в бурной
двигательной активности и последующих судорогах, отсутствовала. Спинальные рыбы, погруженные в раствор
113
фенола с концентрацией 100 мг/л, оставались неподвижными на всем протяжении наблюдений (до 2 ч). При
воздействии на спинальных рыб переменным электрическим током они вздрагивали и перемещались.
Из данных этой серии опытов следует, что головной мозг играет определяющую роль в реакции рыб на
воздействие фенолом.
Обезглавленные караси не реагировали на токсическое воздействие фенолом, как и караси, у которых был
полностью вылущен головной мозг.
Реакция на электрический ток у обезглавленных карасей сохранялась.
Следующая серия опытов, поставленная на 25 карасях, была проведена для того, чтобы выявить влияние
высокой перерезки спинного мозга на внешнюю картину фенольной интоксикации. Для этого спинной мозг
отделялся от головного на уровне грудных плавников.
Поведение таких карасей в растворе фенола несколько отличалось от рыб из предыдущих опытов. У
большинства подопытных карасей, погруженных в раствор фенола, отмечались беспокойные движения грудных
плавников и мышц головы. Однако рыбы оставались неподвижными на дне аквариума. У некоторых особей
наблюдались редкие вздрагивания всего туловища, но судороги, подобные тем, которые отмечались у
контрольных карасей, так и не развивались.
В 19 случаях из 25 отделение спинного мозга от головного на уровне грудных плавников более или менее
полно снимало фенольную реакцию и прежде всего ее наиболее характерные компоненты - двигательную
активность и судороги. У оставшихся шести карасей, несмотря на полную перерезку связей между головным и
спинным мозгом, имели место интенсивные подергивания головной части туловища и спинного плавника. В
отдельных случаях было замечено редкое импульсивное перемещение таких карасей под влиянием фенольного
раздражения. Внимательный визуальный анализ характера перемещения оперированных карасей в токсическом
растворе фенола позволяет предположить, что двигателем при таком перемещении является не хвостовая часть
тела, как это происходит в норме, а передняя часть туловища. Ведущую роль при этом играют приводящие и
отводящие мышцы грудных плавников, а задняя часть туловища выполняет статическую функцию.
В опытах на 10 карасях было установлено, что внутримозговая инъекция 0,1 или 0,05 мл фенола (10 и 5
мг) через 30 - 40 сек приводила к развитию бурной двигательной активности и потере рефлекса равновесия. При
предварительном разделении спинного и головного мозга ни в одном из 10 случаев описанные симптомы Г
действия фенола не развились. Поэтому можно предположить, что фенол, проникая в общий круг
кровообращения, не оказывает прямого действия на возбудимость спинного мозга, вследствие чего караси
остаются неподвижными.
Как известно, передний мозг костистых рыб играет ведущую роль в дифференциации обонятельных
раздражителей. Кроме того, по мнению некоторых авторов (Kumacura, 1928; Janzen, 1932) передний мозг рыб
принимает участие в сложной координирующей деятельности центральной нервной системы. Поскольку фенол
обладает выраженным запахом, можно было предположить, что раздражение, поступающее по обонятельному
тракту в передний мозг, определяет латентный период наступающего генерализованного возбуждения в
центральной нервной системе рыб. Для проверки этого предположения были проведены опыты на 15 карасях с
вылущенным передним мозгом. Через 24 - 72 ч оперированных рыб, у которых не было заметных нарушений в
статической или моторной функции, помещали в раствор фенола 100 мг/л. Реакция карасей на фенольное
раздражение ничем существенно не отличалась от реакции контрольных карасей и развивалась полностью.
Средняя величина латентного периода фенольной реакции подопытных карасей, равная 47 сек, оказалась весьма
близкой латентному периоду контрольных карасей, равному 43 сек. Данные этой серии опытов отводят
предположение, что переднему мозгу рыб принадлежит ведущая роль в определении скорости развития
первоначального двигательного возбуждения, наступающего под влиянием фенола.
Чтобы проанализировать природу реакций, полученных у рыб с высокой перерезкой спинного мозга, и
выяснить, сохранятся ли они, если будут нарушены не только нервные связи между спинным и головным мозгом,
но и гуморальные, были проведены 15 опытов с препаратом изолированной головы. Сразу после отделения от
туловища изолированную голову помещали в токсический раствор фенола. Через 60-90 сек после погружения
появлялись дыхательные движения оперкулярных крышек. Опыты показали, что после прекращения притока
крови дыхательный центр карасей может действовать еще около 1 ч. Частота дыхательных движений широко
варьирует и в значительной мере определяется особенностями использованных препаратов. Амплитуда
колебаний оперкулярных крышек, как правило, находится в обратной связи с частотой дыхательных движений:
чем выше частота дыхательных движений, тем меньше амплитуда и наоборот. Через 2-4 мин после погружения
препарата в раствор фенола появляются сильные и беспорядочные движения парных грудных плавников.
Сокращение мускулатуры грудных плавников вызывает перемещение головы по дну аквариума. Одновременно
появляются сокращения мышц головы и вращательные движения глазных яблок. Частота дыхания, вначале
высокая, постепенно убывает (рис. 51), при этом амплитуда дыхательных движений также значительно
уменьшается. Все отмеченные на препарате изолированной головы реакции мышечной системы грудных
плавников, головы и глазных яблок продолжаются обычно не более 7-12 мин, постепенно угасая, и голова
остается неподвижной на дне аквариума. Даже через 1 ч, когда движение оперкулярных крышек становится
очень редким и еле заметным, препарат изолированной головы реагирует вздрагиванием на воздействие
114
электрическим током (при напряжении на электродах около 5V).
Рис. 51. Динамика изменения дыхания препарата изолированной головы карася
под влиянием фенольного раздражения: 1, 2, 3 - отдельные препараты.
Следует прийти к выводу, что в основе отмеченных реакций препарата изолированной головы на
воздействие фенолом лежат нервные импульсы, генерируемые в головном мозгу и посылаемые по четырем парам
черепномозговых нервов: III - oculomotorius, IV - trochlearis, V - trigeminus и VII - facialis. Из них
глазодвигательный и блоковой нерв, ядра которых расположены на основании среднего мозга, иннервируют
сложную мышечную систему глазного яблока, а тройничный и лицевой с ядрами в продолговатом мозгу
обеспечивают чувствительными и двигательными волокнами рыло и челюсти. То обстоятельство, что V и VII
пары черепномозговых нервов являются смешанными (наряду с двигательными волокнами имеются и
чувствительные), лишает нас возможности решить вопрос о том, является ли фенол гуморальным
раздражителем, для нервных центров головного мозга, ибо не исключена возможность, что фенол может
оказывать раздражающее действие на периферические чувствительные нервные окончания указанных нервов.
Эти опыты проливают свет на особенности поведения в токсическом растворе фенола спинальных рыб,
полученных путем высокой перерезки связей между спинным и головным мозгом по сравнению со спинальными
карасями, полученными путем полного удаления головного мозга. Отмеченные у первых карасей под влиянием
фенола реакции со стороны мышечной системы передней части туловища обусловлены импульсами из головного
мозга, посылаемыми по черепномозговым нервам, иннервирующим головную часть туловища карасей.
Еще одна серия опытов была поставлена, чтобы выявить влияние разобщения спинномозговых путей на
время гибели в токсическом растворе фенола. Оперированные караси поступали в опыт через 24 ч после высокой
перерезки спинного мозга (табл. 53).
Таблица 53
Время гибели подопытных и контрольных карасей в растворе фенола 100 мг/л
Время гибели подопытных карасей оказалось несколько короче, чем у контрольных, однако проверка
достоверности выявленного различия по Вилкоксону не подтвердила его реальности.
115
Полученные материалы показывают, что разобщение нервной связи между центром и периферией не
оказывает существенного влияния ни на исход фенольной интоксикации, ни на время гибели.
Суммируя приведенные данные, можно прийти к выводу, что удельный вес и значение головного и
спинного мозга в развитии внешнего симптомокомплекса фенольной интоксикации далеко не равнозначно.
Головной мозг имеет более важное значение и играет ведущую роль в определении наиболее характерных
компонентов реакции рыб на токсическое действие ядов органического ряда - двигательной активности вначале и
судорог в последующем. При полном удалении головного мозга ни одна из этих реакций не развивается.
Локомоторный аппарат спинного мозга приводится в действие импульсами из головного мозга. Следовательно,
спинной мозг является обычным звеном рефлекторной дуги и выступает как проводящий орган импульсов,
вызванных фенольным раздражением из различных отделов головного мозга к периферическому нейромускулярному аппарату рыб.
Интересно обнаруженное различие в механизмах локомоторной реакции рыб, обусловленной химическим
раздражителем-фенолом и физическим - электротоком. В то время как спинальные рыбы не реагировали на
химическое раздражение, они реагировали на воздействие электрическим током вздрагиванием и перемещением.
Следовательно, спинной мозг имеет более важное значение в реакции рыб на ток. Хотя головной мозг рыб играет
ведущую роль в определении характера фенольной реакции рыб, однако значение его отделов (продолговатый,
средний, промежуточный и передний) в этой реакции неравноценно.
У карасей, лишенных переднего мозга, скорость наступления и динамика развития комплекса реакций,
обусловленных фенолом, почти не отличались от интактных рыб. Внешняя картина феноль-ного отравления с
характерными для нее нарушениями статической и моторной функции, которые наступают после полного
удаления или раздражения среднего мозга и мозжечка, сходна.
Интенсивное движение грудных плавников и вращение глаз, которые вызывал фенол на изолированной
голове, по свидетельству Н. В. Пучкова (1954), можно получить при униполярном раздражении различных
участков зрительных долей среднего мозга. Следует вспомнить также, что одной из самых ранних и типичных
реакций рыб на фенольное раздражение является потеря рефлекса равновесия, а центры равновесия находятся в
основании среднего мозга. Это наводит на мысль, что среднему мозгу принадлежит ведущая роль в развитии
целой гаммы рефлекторных реакций рыб, возникающих под влиянием ядов органического ряда. Возникающее
возбуждение распространяется по многочисленным путям, связывающим mesencephalon с остальными отделами
мозга (из tectum выходят центробежные волокна tractus tecto-thalamicus, tractus tecto-bulbaris и tractus tectospinalis). Особую роль в реакциях рыб на фенольное раздражение играют два последних нервных тракта,
соединяющих крышу среднего мозга с продолговатым и спинным. В сетевидной формации продолговатого мозга,
как и в среднем, локализуется рефлекторный центр равновесия, представляющий собой ядра слухового нерва
(VIII пара), к которому идут волокна от лабиринта и сложная локомоторная система. Двигательные расстройства
и потеря рефлекса равновесия, по-видимому, и определяются токсическим воздействием органических ядов на
средний и продолговатый мозг, которые вместе с мозжечком регулируют тонус мышц, локомоторные движения и
равновесие тела.
Это подтверждается не только существующими анатомо-мор-фологическими связями между средним
мозгом и другими отделами центральной нервной системы, но и экспериментальным анализом механизмов
отдельных реакций, составляющих внешние симптомы фенольного отравления.
Важную роль в определении характера и исхода фенольной интоксикации играет и продолговатый мозг.
Есть основание полагать, что основной причиной гибели рыб в токсических растворах многих ядов органической
природы является необратимый паралич дыхательного центра, расположенного в продолговатом мозгу. Кроме
того, от продолговатого мозга среди других шести пар черепномоз-говых нервов (V-X пары) отходят тройничный
и лицевой нервы, по которым, как показали наши опыты на препарате изолированной головы, передается
двигательное возбуждение на головную часть туловища.
Исходя из полученных данных, считаем особо перспективным использование различных показателей
деятельности центральной нервной системы и, прежде всего, условных рефлексов, в качестве наиболее
чувствительных тестов для определения хронического действия малых концентраций различных гомологов
фенольного ряда или других соединений органической природы, оказывающих токсическое влияние на организм
путем нарушения нормальной деятельности центральной нервной системы.
КРИТЕРИИ И МЕТОДЫ ОПРЕДЕЛЕНИЯ ТОКСИЧНОСТИ
Проблема ликвидации пагубного влияния ядов промышленных сточных вод на рыб не может быть решена
до тех пор, пока промышленность не будет располагать данными по биологическому нормированию вредных
веществ для рыбохозяйственных водоемов.
В настоящее время установлены предельно допустимые концентрации лишь для немногих веществ,
поэтому необходимо значительно активизировать такие исследования и в кратчайший срок получить сведения по
ПДК наиболее агрессивных компонентов промышленных сточных вод.
116
Необходима общая методическая основа для проведения ихтио-токсикологического эксперимента и
оценки полученных данных. В связи с этим важное значение приобретает вопрос об унификации критериев
токсичности.
О ФИЗИОЛОГИЧЕСКОЙ И БИОЛОГИЧЕСКОЙ НОРМЕ
Пока степень токсичности промышленных сточных вод оценивали на основе метода «рыбной пробы» и в
качестве показателя токсичности использовали смерть испытуемых рыб, вопрос о критериях токсичности
представлялся простым - погибла рыба или выжила. Для более точной оценки токсичности различных
компонентов сточных вод и определения ПДК необходимо выявить пороговые концентрации, вызывающие
определенный токсический эффект, отметить который можно только путем сопоставления с контрольными
животными. Встает вопрос о норме организма или «нормальной величине» того или иного показателя. Н. С.
Строганов (1941) предложил понятие «биологической нормы организма», критерием которой может служить
сохранение вида. Этот критерий имеет вполне определенное значение для оценки правильности и эффективности
биологического нормирования вредных веществ в естественном водоеме, но не имеет непосредственного
значения в методическом отношении. Мы полагаем, что при проведении опытов по биологическому
нормированию вредных веществ для рыбохозяй-ственных водоемов и определении порогового токсического
эффекта сточных вод первостепенное значение имеет физиологическая норма организма. Об этом
свидетельствует не только многолетний опыт санитарно-токсикологических исследований по гигиеническому
нормированию вредных веществ в водоеме, но и первые опыты на рыбах, проведенные в нашей и ряде других
лабораторий. Чтобы избежать затруднений, связанных с индивидуальной изменчивостью многих
физиологических параметров и биохимических показателей, отражающих постоянство внутренней среды, по
которым часто судят о токсическом эффекте различных веществ, необходимо иметь сведения о нормальной
величине этих показателей. В международной медицинской практике принято считать нормальными такие
величины физиолого-биохимических показателей, которые лежат в области М+26. Эти показатели отличаются от
средней величины не более чем на удвоенную величину стандартного отклонения. Критерий ±26 нормальной
величины физиолого-биохимических показателей базируется на правилах вариационной статистики и теории
вероятности. Использование этого критерия позволяет точно и надежно оценивать результаты лабораторного
исследования, делает возможным унифицировать понятие нормальной величины, исключив тем самым
различные эмпирические формулировки, широко встречающиеся в литературе по токсикологии рыб.
Установлено, что зона М±2б включает 96% всех нормальных величин. Следовательно, величина того или иного
показателя, лежащая вне зоны М±28, по теории вероятности может быть нормальной в 4% случаев и
патологической в 96%. Надежность критерия ±26, удовлетворяющая даже клиницистов, вполне достаточна для
оценки порогового токсического эффекта и в опытах на рыбах.
Пороговые концентрации
Подобно тому как амплитуда смертельных концентраций ограничена снизу величиной CL0, а сверху CL100
или CL05 и CL95, так и область токсических концентраций имеет свои верхние и нижние лимиты. Концентрации,
ограничивающие зону токсического действия снизу, именуют пороговыми концентрациями и определение их, по
мнению Н. В. Лазарева (1940), Н. С. Правдина (1947), В. А. Рязанова (1959), С. Н. Черкинского (1959) и других,
является важнейшей задачей токсикологии. Н. С. Правдин (1947) писал что «токсикологическое значение
пороговых концентраций заключается в том, что они являются одним из отправных моментов для установления
допустимых концентраций».
Но смысл и токсикологическое содержание «пороговой концентрации» весьма расплывчаты и условны
даже в сравнении с понятием «смертельная концентрация». Если величина смертельной концентрации
определяется, в конечном счете, свойствами яда и уровнем устойчивости испытуемого животного, то пороговая
концентрация существенно зависит еще от метода ее установления. Поскольку разрешающие способности
различных методик неодинаковы, постольку выводы авторов о пороговой токсичности испытуемого вещества
также различны и трудно сопоставимы. Нередко разные авторы для оценки пороговой концентрации одного и
того же вещества используют сдвиги в различных функциональных системах и органах, не сообразуясь при этом
с механизмами реализации токсического действия данного вещества. Случается, что даже в одной и той же
работе при оценке величины пороговой концентрации используют различные критерии. Так, например, X.
Денцер (Denzer, 1959) в качестве пороговой концентрации различных веществ для рыб приводит то порог
повреждения, то критический порог.
Трудности, возникающие перед исследователями при установлении величины пороговой концентрации,
обусловлены и неопределенностью токсикологического содержания «порогового эффекта». Мы считаем, что в
качестве пороговой концентрации должна быть принята такая концентрация, которая вызывает какие-либо
117
выраженные патологические сдвиги в любой отдельно взятой функциональной системе организма. При этом
токсический эффект может учитываться как в альтернативной, так и градированной форме.
Влияние ядов на физиологические функции рыб
Априорно можно считать, что степень ранимости различных функциональных систем организма будет
определяться как природой действующего токсического агента, так и концентрацией вещества. Поэтому,
особенно если не известна токсикодинамика исследуемого вещества, для выявления порогового токсического
эффекта или определения причины гибели рыб в естественном водоеме необходимо использовать возможно
более широкий набор тестов, позволяющий составить представление о функциональном состоянии организма в
целом. В качестве примера сошлемся на данные, полученные в нашей лаборатории (Лукьяненко и др., 1966) при
патофизиологическом исследовании осетров и севрюг, отравленных сточными водами сложного состава. У
больных и здоровых рыб определяли: количество гемоглобина в крови, число эритроцитов, осмотическую
резистентность эритроцитов, содержание и уровень активности гуморального фактора естественного
иммунитета - комплемента, коллоидную устойчивость сывороточных белков (коагуля-ционная лента Вельтмана),
электрофоретический состав сывороточных белков, электрокардиограмму и пневмограмму. Основные результаты
исследования представлены в табл. 54. У всех подопытных рыб было зарегистрировано резкое падение
количества гемоглобина в крови. В среднем по группе количество гемоглобина снизилось до 2,8 г% при норме 79 г%. У некоторых рыб количество гемоглобина падало до 1,1 -1,2 г%, т.е. было в 5-7 раз ниже нормы. Резко
снижалось и число эритроцитов у подопытных рыб, которое варьировало от 0,65 млн. шт. до 1,2 млн. шт. при
норме у здоровых севрюг 1,6-2,0 млн. шт.
Таблица 54.
Характеристика функционального состояния отравленных рыб
выловленных на эксперементальной тоне ЦНИОРХ («Мужичья»)
Определение осмотической резистентности эритроцитов (ОРЭ) показало, что у больных рыб она равна
0,18-0,24% хлористого натрия, а у здоровых рыб 0,16-0,26%. Следовательно, уровень ОРЭ у больных и здоровых
рыб примерно одинаков. Развитие анемии (снижение количества гемоглобина и числа эритроцитов), повидимому, не связано непосредственно с гемолизом и может быть обусловлено метгемоглобинообразованием.
Следующая группа показателей характеризует состояние белкового обмена у отравленных рыб, понимание
которого позволяет осветить функциональное состояние печени, а также выраженность и направленность
синтетических процессов в организме. Для этого была поставлена коагуляционная лента Вельтмана и
предпринята электрофоретическая разгонка сывороточных белков. Только у севрюги № 5 (см. табл. 54)
коагуляционная лента оказалась в пределах нормы: 6-7 единиц. Во всех остальных случаях лента Вельтмана была
резко смещена влево и укорочена на 2-3 единицы, что свидетельствует о серьезном нарушении в соотношении
альбумин-глобулинов, увеличении грубодисперсных фракций и понижении коллоидной устойчивости белков.
118
Электрофоретический анализ сывороточных белков позволил конкретизировать характер сдвигов белкового
метаболизма, выявленных с помощью коагуляционной ленты Вельтмана. Оказалось, что у отравленных рыб
резко снижено количество альбуминов и гамма-глобулинов. Общее количество глобулинов увеличено за счет
грубодисперсных фракций альфа- и бета-глобулинов, количество которых увеличено в 2-3 раза, по сравнению с
нормой. Эти исследования свидетельствуют о нарушении функционального состояния печени и нормального
хода синтеза белка, что согласуется с данными К. В. Мартино, полученными в лаборатории болезней рыб
КаспНИИРХ, согласно которым в печени имеются серьезные деструктивные изменения.
Активность комплемента-важнейшего фактора защитной функции крови у отравленных и здоровых рыб
находится примерно на одном уровне: 0,02-0,08.
Электрофизиологический анализ функционального состояния сердечной и дыхательной функций выявил
значительные изменения в их деятельности. Дыхание у отравленных рыб аритмичное и замедленное: 20-25 в
минуту против 100-115 в контроле.
Имеется отчетливая брадикардия - частота сердцебиения у отравленных рыб в 2-3 раза ниже, чем в
контроле. Отмечена резкая деформация электрокардиограммы (рис. 52): заметно сокращено время систолы
желудочка, смещен влево и стерт зубец Т, исчез зубец Р и патологически очерчен зубец 5. Весь этот комплекс
сдвигов свидетельствует о нарушении проводимости между желудочком и предсердием, наступившем, повидимому, вследствие асфиксии сердечной мышцы.
Рис. 52. Электрокардиограммы здоровой (а) и отравленной (б) севрюг.
Полученные нами данные, характеризующие функциональное состояние различных физиологических
систем отравленных и контрольных рыб, свидетельствуют о том, что выраженность патологических сдвигов
деятельности различных систем неодинакова. Сравнительное изучение различных функциональных систем
организма позволяет выявить слабое звено в комплексе сдвигов и по этому слабому звену обосновано судить о
пороговом токсическом эффекте и пороговой концентрации вредного вещества. В данном случае таким
показателем была концентрация гемоглобина, поскольку речь шла о яде с преимущественным действием на
кровь.
Имеются данные о влиянии ядов промышленных сточных вод на многие другие общие показатели
функционального состояния организма. Среди них можно отметить изменение живой массы рыб (Брюхатова,
1937; Пажитков, 1937, Скадовский, 1937; Строганов, 1937, 1940; Веселов, 1957; Вернидуб, 1962)
электробиологической реакции (Halsband, Meyer-Waarden, 1960), изменение предпочитаемой температуры
(Вернидуб, 1962), изменение количества потребляемого кислорода (Fromm, Sehiffman, 1958; Вернидуб, 1962),
изменение белкового состава сыворотки крови (Фудзия, Тикуни, 1954, 1958; Neuhold, Sigler, 1960).
Широко используются различные гематологические показатели: количество гемоглобина и число
эритроцитов, рН и окислительно-восстановительный потенциал крови, величина поверхности эритроцитов и их
объем (гематокрит), осмотическая резистентность эритроцитов (Строганов и Пажитков, 1943; Schiffmann,
Fromm, 1959; Weiss, 1961; Вернидуб, 1962; Телитченко, Говорова, 1962; Горчакова и Телитченко, 1963;' Halsband,
Halsband, 1963 и др.).
Особого внимания заслуживает опыт использования метода «кислотных эритрограмм» для раннего
обнаружения отравления рыб ядами промышленных сточных вод (Телитченко и Говорова, 1962). С помощью
этого метода удается выявить нарушения в эри-тропоэзе рыб на основе определения уровня осмотической
резистентности эритроцитов, поскольку устойчивость эритроцитов тесно связана с их возрастом. Устойчивость
эритроцитов под влиянием радиоактивных веществ в первые несколько дней снижается (разрушение старых
эритроцитов), а в последующие дни увеличивается за счет появления в кровяном русле молодых эритроцитов
(рис. 53). Использование метода эритрограмм весьма перспективно в работе с веществами выраженного
гемолитического действия.
119
Рис. 53. Эритрограммы карпов, находившихся в растворах азотнокислого уранила
и тория с разной концентрацией U23S и Th232:
а - 5 мг/л U238; 6 - 50 мг/л U238; в - 0,5 мг/л Th232; г - 10 мг/л Th232;
д - 25 лг/тг Th232; 1 - контррль; 2 - опыт.
На оси ординат отложены проценты гемолизировавшихся эритроцитов,
на оси ординат - время, мин, (по Телитченко и Говоровой, 1962).
Предельно допустимые концентрации (ПДК)
Слабая разработка биологических нормативов вредных веществ для рыбохозяйственных водоемов в
значительной мере объясняется отсутствием общепринятых критериев и методов определения величины ПДКОбычно каждый исследователь основывается на личных соображениях в выборе метода определения ПДК. В
санитарной токсикологии рекомендация той или иной величины ПДК основывается не только на
экспериментальных данных, но и сопоставляется с зоной токсического действия, т. е. с диапазоном концентраций
от пороговых до смертельных. В 1947 г. П. С. Правдин сформулировал положение, согласно которому «узкая зона
токсического действия требует, чтобы допустимая концентрация находилась возможно ниже порога токсического
действия, чтобы она возможно дальше отстояла от пороговой концентрации. Наоборот, чем шире зона
токсического действия, тем вещество менее опасно в смысле возможности острого отравления, тем ближе к
пороговой концентрации может быть и допустимая концентрация».
Анализ литературных данных по токсичности различных ядов промышленных сточных вод для рыб
120
показывает, что большинство авторов вообще не формулируют понятие «предельно допустимой концентрации».
Некоторые считают, что это безвредная концентрация, не вызывающая гибели рыб. Другие (Строганов, 1964)
считают, что «критерием токсичности того или иного вещества для гидробионтов в конечном счете могут быть
только плодовитость и качество потомства». Следовательно, предельно допустимой концентрацией должна быть
такая концентрация, которая не оказывает влияния на эти показатели. Будучи верным в общебиологическом
плане, этот критерий имеет весьма ограниченное значение в практическом отношении, поскольку может быть
использован только в опытах с гидробионтами с коротким биологическим циклом (в основном беспозвоночные).
К рыбе этот критерий мало применим не только из-за значительной длительности их биологического цикла.
Плодовитость и качество потомства - функция многих переменных, которая определяется нормальным течением
разнообразных физиологических процессов. Ход этих процессов может быть нарушен лишь массированным
токсическим воздействием, поскольку организм располагает определенными компенсаторными механизмами,
обеспечивающими сохранение постоянства внутренней среды. Но чувствительность различных функциональных
систем организма к токсическому воздействию неодинакова при различных ядах и нарушение деятельности
одних наступает позже, чем других. Так, временное обратимое угнетение, например, центральной нервной
системы мирных рыб может оказать влияние на их ориентацию, обнаружение и избегание ядов или
взаимоотношения с хищными видами рыб, что приведет к их гибели. Иными словами, повреждение других
важных функциональных систем может оказать губительное действие на организм задолго до того периода, когда
можно будет судить о плодовитости и качестве потомства.
Мы считаем (Лукьяненко, 1967), что предельно допустимая концентрация вещества не должна
оказывать токсического эффекта ни на одну из многочисленных функций организма, так как нарушение
любой из них может привести к нарушению физиологической нормы организма и его биологического
благополучия. Иными словами, предельно допустимой концентрацией вещества можно считать такую, которая не
вызывает патологических сдвигов в любой отдельно взятой функциональной системе организма.
Вследствие этого заслуживает внимания предложение А. Л. Агре и М. Т. Телитченко (1965) о
необходимости замены термина ПДК на ФДК (физиологически допустимые концентрации). Это имеет
принципиальное значение, так как акцентирует внимание исследователей на необходимости использования
физиолого-биохи-мических показателей при установлении допустимых для рыб норм сброса промышленных
сточных вод.
Метод «рыбной пробы»
Одним из основных методов экспериментального изучения проблемы влияния ядов промышленных
сточных вод на ихтиофауну водоема был и остается метод рыбной пробы. С помощью этого метода было
неопровержимо доказано пагубное влияние промышленных вод и их отдельных компонентов на рыб. Метод
рыбной пробы сыграл решающую роль в разработке первого этапа рассматриваемой проблемы и долго был
единственным методом решения разнообразных задач, стоящих перед токсикологией рыб. В силу своей простоты
и наглядности этот метод остается основным для выявления самого факта токсичности сточных вод новых
производств и ориентировочного решения вопроса о возможности сброса этих сточных вод в рыбохозяйственный
водоем без очистки. Кроме того, метод рыбной пробы позволяет определить верхние параметры токсичности
химического вещества, т. е. величины СЬюо. В США, например, биологический метод оценки токсичности ядов
промышленных сточных вод, основывающийся на определении среднего предела устойчивости (TLmтолерантный лимит) рыб, является общепринятым. Он представляет собой концентрацию яда, вызывающую
гибель 50% испытуемых рыб за 24, 48 и 96 ч.
Несмотря на многие достоинства метода рыбной пробы и прежде всего точность, простоту и удобство
использования в полевых условиях, он имеет ряд недостатков. Основной из них состоит в том, что он выявляет
лишь приближенную, весьма заниженную токсичность ядов промышленных сточных вод, вследствие чего не
может быть использован для решения вопроса о пороговых и предельно допустимых концентрациях вредных
веществ. Для преодоления этого затруднения было предложено два пути.
В лаборатории ГосНИОРХ по изучению загрязнений используется комплексный метод исследования
влияния ядов промышленных сточных вод на жизнь водоема в целом. Комплексный метод включает
определение: химического состава стоков, гидрологического режима водоема, изменения химизма водоема
сточными водами, влияния загрязнений на качество и количество планктона, бентоса, высшей растительности и
ихтиофауны, выживаемости различных гидробионтов при различных разведениях сточных вод, изменений в
рыбном промысле. Метод этот один из наиболее полных, но исключительная трудоемкость и длительность
делают его мало оперативным и недоступным. Кроме того, использование комплексного метода не дает научно
обоснованного ответа на вопрос о ПДК различных компонентов промышленных сточных вод для рыб.
Другой путь преодоления недостатков метода рыбной пробы предложен С. Н. Скадовским и его учениками
(Скадовский, 1936; Строганов, 1937, 1939, 1941; Брюхатова, 1939; Минкина, 1946; Таусон, 1947 и др.). По
существу, в этих опытах применялся тот же метод рыбной пробы, но в качестве критерия токсичности составных
компонентов сточных вод использовалась не только смерть испытуемых рыб, но и некоторые общие
121
биологические показатели (питание, рост, размножение, эмбриональное развитие) или самые общие индикаторы
обмена (пластический обмен, обмен «жизненных трат», потребление кислорода, потребление корма).
Важнейшим итогом этих исследований (Строганов, 1960), проведенных на беспозвоночных и рыбах, было
установление ряда общих закономерностей хронического действия ядов промышленных сточных вод на водные i
организмы: нарушение и уменьшение пластического обмена.
Биологические, биохимические и физиологические методы
Мы использовали разнообразные биологические, биохимические и физиологические методы определения
степени токсичности ядов промышленных сточных вод и ранней диагностики отравления сублетальными
концентрациями яда (Лукьяненко, 1965; Флеров, 1965а, б; Лукьяненко и Петухова, 1966; Сорокин и Лукьяненко,
1966). В опытах применялись: методика записи двигательной активности, методика определения
электробиологической реакции, прирост живой массы, уровень пищевой возбудимости и интенсивности
потребления кислорода. Эти биологические показатели позволяют выявить скрытое действие вредных веществ
до наступления видимых признаков отравления или гибели испытуемых рыб. Повышение двигательной (рис. 54)
и угнетение пищевой активности рыб (рис. 55) имеет место уже в растворах фенола 5-10 мг/л, т. е. при
концентрациях в 2-5 раз меньших, чем летальная концентрация яда (Лукьяненко, Флеров, 1963). В наших опытах
с Ю. И. Сорокиным был использован радиоуглеродный метод для выявления токсического эффекта сублетальных
концентраций двух ядов органического рыда – фенола и гидрохинона. В качестве показателя токсичности
использовали уровень дыхательной актичности у личинок леща и синца. Опыты показали, что сублетальные
концентрации фенола 10 и 20 мг/л, в растворах которых личинки могут жить несколько суток, повышают
интенсивность обмена в 2-2,5 раза. Концентрация фенола 1 и 5 мг/л несколько снижали интенсивность обмена.
Наибольший эффект действия фенола проявлялся в начальный период экспозиции, через 3-6 ч (рис. 56). При
последующей экспозиции различия в относительной скорости обмена постепенно нивелируются и заметно
падают. Гидрохинон не оказывает заметного влияния на интенсивность обмена и только при летальной
концентрации яда (0,4 мг/л) несколько снижает его.
Рис. 54. Кимограмма двигательной активности карасей в растворах фенола:
1 - 10 мг/л; 2 - 5 мг/л; 3 - 1 мг/л; 4 - контроль; 5 - отметка времени,
каждое деление равно 1 мин (по Флерову, 1965).
Рис. 55. Динамика среднесуточного потребления корма при воздействии раствора фенола:
А - 1 мг/л; В - 5 мг/л; С - 10 мг/л; 1 - подопытная группа; 2-контрольная (по Флерову, 1965).
122
Рис. 56. Нарастание количества меченой углекислоты в суточном опыте
личинками синца при разных концентрациях фенола:
1- контроль; 2 – 1 мг/л; 3-5 мг/л; 4-10 мг/л; 5-20 мг/л; 6-40 мг/л;
Опыты показали также, что радиоуглеродный метод имеет, большие преимущества перед другими
методами изучения интенсивности общего обмена. Этот метод менее трудоемок, чем рес-пирометрические
методы, и позволяет выполнять массовые анализы в сжатые сроки, что очень важно при проведении
токсикологических работ на рыбах.
Большой цикл работ, выполненных нами совместно с Л. А. Петуховой, П. П. Гераскиным и А. А. Кокозой,
был проведен для выявления биохимических показателей для ранней диагностики отравления рыб ядами
промышленных сточных вод. В качестве индикаторов использовали холи-нестеразную активность тканей и
сыворотки крови, белковый состав сыворотки крови, гемоглобин и сахар крови, аскорбиновую кислоту и аммиак
в мозге. Полученные данные показали, что большинство из них могут быть использованы для этой цели. Важно
подчеркнуть, что выраженность патологических сдвигов зависит от видовых особенностей испытуемых рыб и
химической природы токсического агента. Болынинство использованных биологических и биохимических
методов позволяет выявить в сжатые сроки токсический эффект сублетальных концентраций ядов. Они менее
эффективны для установления истинного порога действия вредных веществ малой интенсивности в условиях
хронического воздействия. Определение порогового токсического эффекта малых концентраций ядов и
установление ПДК возможно при использовании более чувствительных методов, отражающих изменения в
нормальной деятельности различных функциональных систем организма. Конечно, в каждом конкретном случае,
в зависимости от химических свойств и путей влияния на организм исследуемой группы ядов, набор физиологобиохимических тестов будет различным.
Так, например, исходя из данных о ведущей роли головного мозга в реакции рыб на токсическое действие
ядов фенольного ряда, мы считаем (Лукьяненко, 1965) перспективным использование различных
функциональных показателей деятельности центральной нервной системы и, прежде всего, условных рефлексов,
в качестве наиболее чувствительных тестов для выявления порогового токсического эффекта и величины ПДК
ядов данной группы.
Это предположение подтверждается опытами Б. А. Флерова (1965), который использовал двигательнооборонительную и пищедобывательную методики для изучения условных рефлексов (Праздникова, 1953, .1962).
При сопоставлении данных, полученных с помощью этих методик (рис. 57 и 58), видно, что они неодинаковы по
своим разрешающим способностям. Наиболее чувствительной оказалась пище-добывательная, позволившая
выявить патологические сдвиги в условнорефлекторной деятельности подопытных рыб (растормаживание
дифференцировки, частичное выпадение положительных рефлексов, изменение латентного периода рефлекса)
при концентрации фенола 1 мг/л, которая в 20-25 раз ниже минимальной летальной концентрации.
На первых этапах исследования мы ограничились относительно простыми показателями
условнорефлекторной деятельности. Использование в качестве показателей токсичности исследуемого вещества
более сложных форм условнорефлекторной деятельности (динамический стереотип, условный тормоз, следовые
рефлексы, переделка сигнального значения условных раздражителей и др.) позволит выявить пороговый эффект
при значительно меньших концентрациях яда. Особый интерес в этом плане должны представить опыты по
выявлению малых концентраций ядов на процесс формирования и упрочения динамического стереотипа.
123
Рис. 57. Изменение оборонительной услсвнорефлекторной
деятельности карася под действием фенола:
а - подопытный; б - контрольный;
1-проявление двигательно-оборони-тельных условных рефлексов, %;
2 - величина латентных периодов, сек.
Стрелка вниз - начало воздействия фенола,
стрелка вверх - конец воздействия (по Флерову, 1965).
Рис. 58. Изменение двигательно-пищевых условных рефлексов карася под действием фенола:
а - опыт; б - контроль. Сплошная линия - проявление положительных условных рефлексов, %;
пунктир - проявление отрицательных условных рефлексов, %.
Стрелка вниз - начало действия фенола, стрелка вверх - конец воздействия (по Флерову, 1965).
124
Огромный экспериментальный материал, накопленный патофизиологией высшей нервной деятельности
(Фролов, 1944; Иванов-Смоленский, 1952; Долин, 1962), свидетельствует о том, что малые концентрации
токсического агента, не вызывающие заметных сдвигов в организме, приводят к отчетливым нарушениям
высшей нервной деятельности животных задолго до того, как появятся первые признаки неблагополучия со
стороны других функциональных систем. Так как изменения высшей нервной деятельности рыб подобны
изменениям у теплокровных животных, то метод условных рефлексов возможно использовать для выявления
пороговой концентрации токсического агента и ПДК в рыбохозяйственных водоемах.
Данные, полученные нами с помощью условнорефлекторной методики на модели фенольной
интоксикации рыб, приложимы и к другим токсическим агентам с преимущественным влиянием на центральную
нервную систему. Следует, однако, подчеркнуть, что выбор индикаторной функции для установления ПДК
должен основываться на понимании механизмов развития токсического эффекта изучаемой группы веществ.
Например, токсический эффект пороговых концентраций фосфорорганических инсектицидов в первую очередь
обнаруживается по изменению активности холинэстера-зы и только впоследствии вызывает патологические
сдвиги в условнорефлекторной деятельности. Хлорорганические инсектициды приводят к быстрому нарушению
углеводного обмена: начальная гипергликемия, сменяющаяся гипогликемией, сопровождаемой резким
снижением гликогена печени и мышц.
Физиолого-биохимические методы для решения разнообразных токсикологических задач в десятки раз
чувствительнее метода рыбной пробы. Но, учитывая простоту, точность рыбной пробы, наиболее перспективный
путь изучения степени токсичности различных компонентов промышленных сточных вод состоит в
комбинированном использовании опытов по выживаемости с определением токсического эффекта пороговых
концентраций вещества по физиолого-биохимическим тестам, чтобы установить соотношения между этими
показателями. Возможно, это позволит производить ориентировочные расчеты предельно допустимых
концентраций на основе оперативного определения летальных концентраций.
Метод функциональных нагрузок
Изложенные выше данные показывают, что величина пороговой концентрации различных компонентов
промышленных сточных вод определяется чувствительностью методов, используемых для выявления порогового
токсического эффекта. Особый интерес с этой точки зрения представляют методы, позволяющие определить не
только уже имеющиеся нарушения в деятельности той или иной функциональной системы, но и выявить
возможности организма адаптироваться к стрессирующим воздействиям факторов внешней среды в условиях
хронического действия малых концентраций ядов -промышленных сточных вод. Иными словами, речь идет об
определении патологических сдвигов в организме, физиолого-биохимические показатели функционального
состояния которого остаются в «диапазоне нормальных колебаний». Для этого используют различные
функциональные нагрузки, направленные на выявление состояния регуляторных систем организма,
обеспечивающих сохранение постоянства внутренней среды. Существо метода функциональных нагрузок
состоит в следующем.
После хронического воздействия того или иного яда на организм резко изменяют условия его
существования: температурный и газовый режим, активную реакцию среды и т. д. Изменение условий
существования рыб выступает в роли дополнительной функциональной нагрузки для оценки общего состояния
организма. В результате скрытые патологические сдвиги, вызванные хроническим действием малых
концентраций яда, проявляются дополнигельными функциональными нагрузками. В качестве функциональных
нагрузок для рыб могут быть использованы: экспериментально вызванные инфекции, повышенные физические
нагрузки, обусловленные длительным вынужденным плаванием, голодание, воздействие химических и
физических раздражителей и др.
Следует иметь в виду такие функциональные пробы, как реакцию организма на введение антигенных
раздражителей, галактозы, кривые реактивности электроэнцефалограммы по Ливанову, реакцию навязывания
ритма.
Данные, накопленные санитарной токсикологией, показывают, что метод функциональных нагрузок
является высокоэффективным, позволяющим в кратчайший срок выявить ранние патологические сдвиги в
организме, обусловленные действием пороговых и подпоро-говых концентраций ядов. Использование этого
методического принципа' будет способствовать экспериментальному решению основных задач
ихтиотоксикологических исследований по биологическому нормированию вредных веществ в
рыбохозяйственных водоемах.
Оптимальная схема проведения опытов по биологическому
нормированию предельно допустимых концентраций вредных веществ
для рыбохозяйственных водоемов
125
Основная задача ихтиотоксикологического исследования - установление предельно допустимой
(максимально недействующей) концентрации вредного вещества в условиях длительного воздействия на
организм. Эти задачи можно решить лишь путем сопоставления данных, полученных в остром, подостром и
хроническом опытах.
Острый опыт проводится для предварительной оценки степени токсичности различных компонентов
промышленных сточных вод и определения верхних параметров токсичности вещества. Степень токсичности
сточных вод определяют по методу рыбной пробы, а показателем токсичности служит смерть испытуемых рыб.
Учитывая зависимость летального эффекта от продолжительности испытания, следует ограничить
длительность острого опыта 24 ч. Степень токсичности вещества наиболее целесообразно представлять
величиной CL50. Шкала испытуемых концентраций и количество подопытных рыб определяются методом
статистического расчета. Шкала концентраций может быть равномерной (5, 10, 15, 20 и т. д. мг/л) и
неравномерной (7, 11, 17, 23 и т. д. мг/л). Испытание каждой концентрации вещества целесообразно проводить на
одинаковом количестве рыб, не менее 12, в диапазоне от СМТ до CL100. Среди многочисленных способов
вычисления величины CL50 предпочтительно использовать упрощенный (в случае неравенства интервалов между
испытуемыми концентрациями и одинаковом количестве рыб) или усложненный (без этих условий) вариант
метода Ееренса и Шлоссера.
Для получения сопоставимых данных необходимо использовать рыб одного вида, возраста, исходного
функционального состояния и степени адаптации к лабораторным условиям. Необходимо также учитывать
температуру токсического раствора, содержание кислорода, жесткость и величину рН, поскольку эти факторы
оказывают неспецифическое влияние на устойчивость рыб и степень токсичности вещества при неизменной
концентрации и времени контакта с ядом. Так как устойчивость рыб и степень токсичности вещества зависят от
условий проведения опыта, необходимо учитывать диапазон их колебаний в естественном водоеме. Солевой
состав воды, температуру и величину рН подбирают таким образом, чтобы выявить максимальную токсичность
исследуемого вещества. В качестве тест-объекта следует использовать наименее устойчивый вид рыб. Важно
учитывать особенности устойчивости данного вида на различных этапах онтогенеза, избирая наименее
устойчивые из них. При постановке острого опыта необходимо подробно описывать поведение и внешние
симптомы отравления рыб. После гибели рыб следует подвергнуть патоморфологическому обследованию.
Подострый опыт ставится для выявления путей действия яда на рыб и механизмов отравления с тем,
чтобы выбрать наиболее чувствительные методы определения порогового эффекта в хроническом опыте.
Используют концентрации вещества, обладающие выраженным токсическим действием на организм. Обычно эти
концентрации лежат в диапазоне ½ - 1/10 CL50. Опыты проводят на наименее устойчивом виде рыб. Длительность
опытов от 10 дней до 1 месяца. Поскольку токсикодинамика большинства сбрасываемых в водоемы веществ
неизвестна (применительно к рыбам), необходим возможно более полный набор показателей, дающих
возможность оценить функциональное состояние различных систем организма. Для этого необходимо
параллельное изучение различных функций организма; пути дальнейших исследований определять по слабому
функциональному звену. Наряду с показателями, интегрально отражающими состояние организма, такими, как
прирост живой массы, уровень пищевой возбудимости и интенсивности потребления кислорода, двигательная
активность и другие, необходимо использовать более тонкие физиологические индикаторы, характеризующие
состояние
различных
функциональных
систем
(центральной
нервной,
сердечно-сосудистой,
иммунобиологической и др.) и важнейших показателей белкового, углеводного и жирового обмена, активность
важнейших ферментативных систем.
Хронический опыт проводят для установления предельно допустимой концентрации. Для этого
необходимо выявить пороговую концентрацию, т. е. минимально действующую зону токсичности и максимально
недействующую. Целесообразно испытывать 3-5 концентраций с пятикратными интервалами. Исходную
концентрацию и диапазон концентраций выбирают исходя из данного острого и подострого экспериментов.
Продолжительность хронического опыта от 1 до 3 месяцев.
Основной метод токсического исследования определяется данными подострого опыта, при этом
используют показатели, характеризующие функциональное состояние избирательно поражаемых систем и
органов. Для определения сроков испытания целесообразно так же широко использовать метод функциональных
нагрузок.
Представленная схема исследований по биологическому нормированию вредных веществ в воде
рыбохозяйственных водоемов нуждается в дальнейшем совершенствовании, однако уже сейчас она позволит
значительно активизировать исследования в этой области на основе объединения усилий ученых и приблизит тем
самым решение проблемы ликвидации загрязнений внутренних водоемов промышленными сточными водами.
126
ЛИТЕРАТУРА
Агре А. Л. и Телитченко М. М. Задачи, методы и пути развития пресноводной радиоэкологии. Тезисы
«Вопросы гидробиологии». М., изд-во «Наука», 1965.
Александрова Л. П., Каныгина А. В. и Побегайло П. И. Результаты биологического и химического
исследований Магнитогорского водохранилища. Труды VI совещания по проблемам внутренних водоемов. Издво АН СССР, 1959.
Альберт А. Избирательная токсичность. М., изд-во «Иностранная литература», 1953.
Арнольд И. Н. Загрязнение вод нефтяными продуктами и его влияние на рыбные богатства. СПб, 1903.
Астахова Т. В., Кун М. С. и Теплый Д. Л. О причине заболевания сазана Нижней Волги. Доклады АН
СССР. Т. 133, № 5, 1960.
Балабанова 3. М. Влияние промышленных стоков на Камское водохранилище. Научно-технический
бюллетень ВНИОРХ, № 5, 1957.
Балабанова 3. М. О влиянии промышленного загрязнения на Камское водохранилище первой очереди
наполнения. «Гидрохимические материалы», Свердловск, 1960. № 29.
Балабанова 3. М. Формирование водной среды Волчихин-ского водохранилища первой очереди в связи с
загрязнением промышленными стоками. Сб. «Охрана природы на Урале». Пермь, 1961.
Боярский А. Я. Статистические методы в экспериментальных медицинских исследованиях. М., 1955.
Брагинский Л. П. и др. Токсические и бактерицидные свойства вытяжек из планктонных сине-зеленых
водорослей. «Вопросы гидробиологии». М., изд-во «Наука», 1965.
Брагинский Л. П., Панченко И. М.и Сергеева О. И. Сравнительная оценка токсического влияния
различных препаратов с альгицидными свойствами на водных беспозвоночных. «Вопросы гидробиологии». М.,
изд-во «Наука», 1965.
Брюхатова А. Л. Влияние повышенной солености на рост карпа-годовика. Ученые записки Московского
университета. Вып. 33. Гидробиология, 1939.
Бурмакин Е. В. Выращивание пеляди и карпа в озере, обезрыбленном полихлорпиненом. Известия
ГосНИОРХ. Т. 55.
Вернадский В. И. О концентрации радия живыми организмами. Доклады АН СССР. Серия А., № 2, 1929.
Вернидуб М. Ф. Экспериментальный анализ процессов, вызываемых отравлением нелетучими
(смоляными) фенолами балтийского лосося в личиночный период жизни. Ученые записки ЛГУ. Серия
биологических наук. Вып. 48, 1962.
Веселов Е. А. Опыт классификации промышленных сточных вод по их действию на ихтиофауну, в связи с
основными задачами рыбохозяйственной токсикологии. Ученые записки Петрозаводского университета. Т. 5.
Вып. 3, 1954.
Веселов Е. А. Токсическое действие фенолов на рыб и водных беспозвоночных. (Рыбохозяйственная
токсикология фенолов). Ученые записки Петрозаводского университета. Т. 7. Вып. 3, 1957.
Веселов Е. А. Зависимость действия токсических компонентов сточных вод на водные организмы от
концентрации растворов и продолжительности их действия. «Вопросы гидробиологии». М., изд-во «Наука»,
1965.
Веселов Е. А. и др. Токсическое действие гексахлорана на рыб и водных беспозвоночных. «Вопросы
гидробиологии». М., изд-во «Наука», 1965.
Винберг Г. Г. Токсический фитопланктон. «Успехи современной биологии». Т. 38. Вып. 2, 1954,
Винберг Г. Г. Интенсивность обмена и пищевые потребности рыб. Минск, Изд. Белгосуниверситета, 1956.
Винберг Г. Г. и Сивко Г. Н. Фитопланктон как агент самоочищения загрязненных вод. Труды Всесоюзного
гидробиологического общества. Т. 7, 1956.
Винберг Г. Г., Остапеня Н. В. и Сивко Г. Н. Очистка сточных вод в биологических прудах. Совещание по
использованию и обеззараживанию сточных вод на земледельческих полях орошения. М., 1957.
Винберг Г. Г., ОстапеняН. В. Биологические пруды в практике очистки сточных вод. Кн. «Очистка сточных
вод в биологических прудах». Минск, Изд-во АН БССР, 1961.
Витиневецкий Ф. Е. Патоморфология отравления рыб фенолом и воднорастворимыми компонентами
сырой нефти, каменноугольной смолы и мазута. Труды Астраханского государственного заповедника. Вып. 5,
1961.
Володин В. М. Влияние температуры на эмбриональное развитие щуки, синца и густеры. Труды Института
биологии водохранилищ. Вып. 3(6), 1960.
Володин В. М., Лукьяненко В. И. и Ф л е р о в Б. А. Динамика изменений устойчивости рыб к фенолу на
ранних этапах онтогенеза. «Вопросы гидробиологии». М., изд-во «Наука», 1965.
Глушанков К. Гибель рыб от перенасыщения воды кислородом. «Рыбное хозяйство», 1938, № 1.
Гордеева-Перцева Л. И., Заболоцкий А. А. и Китаев С. П. Сб. «Рыбное хозяйство внутренних водоемов
Латвийской ССР». Рига, 1963.
Горчакова Р. И. и ТелитченкоМ. М. О токсическом влиянии сине-зеленых водорослей на карпов.
127
Бюллетень московского общества испытателей природы. Отдел биологии. Т. 68, № 5, 1963. Гримм О. О
гибельном влиянии нефти на рыб и мерах противодействия этому. «Вестник рыбопромышленника». Т. 6, 1891, №
12. Грушко Я. М. Важные вопросы охраны водоемов. (О нормах допустимой концентрации вредных веществ в
воде). «Природа», 1959, № 7.
Грушко Я. М. О допустимой концентрации шестивалентного хрома в водоемах. «Гигиена и санитария»,
1962, № 12.
Гусев А. Г. Влияние промышленных сточных вод на р. Волгу и Куйбышевское и Волгоградское
водохранилища. Труды проблемных и тематических совещаний Зоологического института АН СССР. Вып. 7,
1957.
Гусев А. Г. О нормировании вредных веществ в воде рыбо-хозяйственных водоемов. «Вопросы
гидробиологии». М., изд-во «Наука», 1965.
Гусев А. Г., Мосевич Н. А. Современное состояние вопроса о нормировании сброса сточных-вод в
рыбохозяйственном водоеме. Известия ВНИОРХ. Т. 31, 1952
Демьяненко В. Н. Отравление рыб сточными водами химических заводов и рыбные пробы. «Гигиена и
эпидемиология», 1931, № 6-7.
Демьяненко В. Н. Отравление рыб сточными водами и рыбные пробы. «Водоснабжение и сантехника»,
1932, № 31.
Долин А. О. Патология высшей нервной деятельности. М., изд-во «Высшая школа», 1962.
Драчев С. М. Борьба с загрязнением рек, озер и водохранилищ промышленными и бытовыми стоками. М.,
изд-во «Наука», 1964.
Зернов С. А. Общая гидробиология. М. - Л., Изд-во АН СССР, 1949.
Иванов-Смоленский А. Г. Очерки патофизиологии высшей нервной деятельности. М., 1952.
Ивлев В. С. Влияние температуры на дыхание, рыб. Зоологический журнал. Т. 17, 1938.
Ивлев В. С. Зависимость интенсивности обмена от размеров рыб. Физиологический журнал, 40, 1954.
Калабина М. М. и Роговская Ц. И. Распад фенола под влиянием микроорганизмов. М. - Л., Госстройиздат,
1934.
Карасик В. М. Кривые индивидуальной чувствительности в фармакологическом анализе. «Успехи
современной биологии». Т. 17. Вып. 1, 1944.
Карасик В. М. Возрастная фармакология. В кн. «Руководство по фармакологии». Т. 1. Л., Медгиз, 1961.
Кибальчич И. А. Санитарное состояние Камского водохранилища в первые годы его затопления.
Совещание по вопросам эксплуатации Камского водохранилища. Пермь, 1959.
Ковальский В. В. Биогеохимические провинции СССР и методы их изучения. Труды биогеохимической
лаборатории АН СССР. Т. 11, 1960.
Лазарев Н. В. Основы промышленной токсикологии. М. - Л., 1938.
Лазарев Н. В. Проблема предельно-допустимых концентраций вредных веществ в воздухе рабочих
помещений. Сборник работ по гигиене труда, профессиональным заболеваниям и экспертизе трудоспособности.
Л., 1940.
Лазарев Н. В. Неэлектролиты. Л,, 1944.
Лазарев Н. В. Количественные вопросы фармакологии. В кн. «Руководство по фармакологии». Т. 1. Л.,
Медгиз, 1961.
Лозинов А. Б. Отношение молоди осетровых к дефициту кислорода в зависимости от температуры.
Зоологический журнал. Т. 31, 1952.
Лозинов А. Б. Влияние углекислоты на дыхание и рост молоди осетровых. Зоологический журнал. Т. 32,
1953.
Лубянов И. П. Влияние промышленных сточных вод на донную фауну Днепровского водохранилища.
«Вопросы ихтиологии». Вып. 15, 1960.
Лукьяненко В. И. Общая характеристика и фазность течения фенольной интоксикации карасей в свете
теории «стресс». «Вопросы ихтиологии». Т. 5. Вып. 3, 1965а.
Лукьяненко В. И. Экспериментальное изучение некоторых общих вопросов водной токсикологии на
модели фенольной интоксикации рыб. «Вопросы гидробиологии». М., изд-во «Наука», 19656.
Лукьяненко В. И. Физиологические механизмы фенольной интоксикации рыб. «Вопросы гидробиологии».
М., изд-во «Наука», 1965в.
Лукьяненко В. И. Сравнительная оценка выраженности наркотического эффекта местно-анестезирующих
и центрально действующих веществ у рыб. Четвертое научное совещание по эволюционной физиологии,
посвященное памяти академика Л. А. Орбели. Л., 1965 г.
Лукьяненко В. И. Характер и особенности действия мышечных релаксантов на рыб. Четвертое научное
совещание по эволюционной физиологии, посвященное памяти академика Л. А. Орбели. Л, 1965д.
Лукьяненко В. И. Влияние фенольных сточных вод на вкус и запах рыб. «Рыбное хозяйство», 1966, № 3.
Лукьяненко В. И. Экспериментальное изучение некоторых общих вопросов водной токсикологии.
Гидробиологический журнал, 1967а, № 6.
128
Лукьяненко В. И. Физиологический аспект проблемы влияния ядов промышленных сточных вод на рыб.
«Вопросы ихтиологии». Т. 7. Вып. 3, 19676.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. Зависимость динамики токсического процесса от концентрации при
фенольном отравлении карасей. Сб. «Материалы по гидробиологии и биологии волжских водохранилищ». М. Л., Изд-во АН СССР, 1963а.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. О токсикорезистент-ности сеголеток карася. Сб. «Материалы по
гидробиологии и биологии волжских водохранилищ». М. - Л., Изд-во АН СССР, 19636.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. Динамика обратимости фенольной интоксикации карасей. Сб.
«Материалы по гидробиологии и биологии волжских водохранилищ». М. - Л., Изд-во АН СССР, 1963в.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. Материалы к возрастной токсикологии рыб. «Фармакология и
токсикология», 1963 г, № 5.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. Влияние сезонного фактора на токсикорезистентность рыб. «Вопросы
ихтиологии», 1964, № 1.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. Видовые особенности чувствительности и устойчивости рыб к фенолу.
Гидробиологический журнал, 1965, № 2.
Лукьяненко В. И. и Флеров Б. А. Экспериментальный анализ характера зависимости
токсикорезистентности радужной форели от возраста и веса тела на модели фенольной интоксикации, «Вопросы
ихтиологии». Т. 6. Вып. 2, 1966.
Лукьяненко В. И. и Петухов аЛ. А. Некоторые биохимические показатели крови и тканей рыб в норме и
при рефлекторном возбуждении. Тезисы Всесоюзного совещания по экологической физиологии рыб. М., 1966.
Лукьяненко В. И. и др. Опыт патофизиологического анализа причин массовой гибели осетровых в
естественном водоеме. Сб. «Некоторые вопросы осетрового хозяйства Каспийского бассейна». М., 1966.
Лукьяненко В. И. и Панов Д. А. Изменение устойчивости к фенолу личинок и мальков леща и синца на
разных стадиях развития. Гидробиологический журнал, 1967, № 5.
Ляйман Э. М. Влияние сточных вод заводов Молотовской области на инвазии рыб. Труды Московского
технического института рыбной промышленности и хозяйства. Вып. 8, 1957.
Марей А. Н., Сауров М. М. и Лебедева Г. Д. К вопросу о передаче радиоактивного стронция по пищевой
цепи из открытого водоема в организм человека. «Медицинская радиология», 1958, № 1.
Минкина А. Л. К вопросу о действии железа и алюминия на рыб. Труды Московского зоопарка, № 3, 1947.
Минкина А. Л. О влиянии различных концентраций железа на рост и газообмен рыб. Труды Московского
зоопарка, № 4, 1949.
Мойе В. Химия и нематоцидная активность органических галоидо-производных. В кн. «Успехи в области
изучения пестицидов». М., изд-во «Иностранная литература», 1962.
Мосевич Н. А. О причинах возникновения резкого зимнего дефицита кислорода в р. Волге в 1941 г. Труды
Общего естествознания Казанского университета. Т. 2. Вып. 3-4, 1941.
Мосевич Н. А. Влияние на водоем загрязнений, содержащих нефть и нефтепродукты. Сб. «Санитарная
характеристика водоемов». М., Изд-во АМН СССР, 1951.
Мосевич Н. А. и др. Сточные воды нефтеперерабатывающих заводов, их влияние на водные организмы и
нормирование их сброса. Известия ВНИОРХ. Т. 31, 1952.
Мошковский Ш. Д. Исследование по количественной химиотерапии. Сообщение I. Основные принципы
количественного изучения химиотерапевтических препаратов. Сб. «Медицинская паразитология и паразитарные
болезни». Т. 5. Вып. 5, 1936.
Натали В. Ф. Изменение в яичнике рыб под влиянием лучей Рентгена в связи с проблемой превращения
пола. Бюллетень экспериментальной биологии и медицины. Т. 14. Вып. 4, 1942а.
Натали В. Ф. О влиянии лучей Рентгена на половую железу самок рыб. Бюллетень экспериментальной
биологии и медицины. Т. 13. Вып. 5(6), 19426.
Никифоров Н. Д. Фенольные сточные воды, их влияние на рыб и водоемы и нормирование их сброса.
Известия ВНИОРХ. Т. 31, 1952.
Никольский Г. В. Экология рыб. М., «Высшая школа», 1963.
Новикова Т. В. Влияние активной реакции среды на дыхание карпа и окуня. Ученые записки МГУ. Вып.
33, 1939.
Пажитков А. Т. К вопросу о влиянии фенольных сточных вод на рыб. Ученые записки МГУ. Вып. 9. Серия
биологическая, 1937.
Пегель В. А. и Реморов В. А. Температура тела, частота дыхания и сердцебиения у рыб в зоне
температурной адаптации. Труды Томского университета, № 3, 1957.
ПегельВ. А. иРеморовВ. А. О физиологическом механизме адаптации рыб к температурным условиям
среды. Научные доклады высшей школы. Биологические науки, № 3, 1959.
Першин Г. Н. Определение средней смертельной дозы. «Фармакология и токсикология», 1950, № 3.
Поликарпов Г. Г. Радиоэкология морских организмов. М., Атомиздат, 1964.
Поликарпов Г. Г., Иванов В. Н. О действии стронция-90 - иттрия-90 на развивающуюся икру хамсы.
129
«Вопросы ихтиологии». Т. 1. Вып. 3, 1961.
Поликарпов Г. Г., Иванов В. Н. Повреждающее действие строция-90 - иттрия-90 на ранний период
развития барабули, зеленушки, ставриды и хамсы. Доклады АН СССР. Т. 144. № 1, 1962а.
Поликарпов Г. Г., Иванов В. Н. Накопление радиоизотопов стронция и иттрия икрой морских рыб.
«Радиобиология». Т. 2. Вып. 2, 19626.
Поликарпов Г. Г., Иванов В. Н. Действие стронция-90 - иттрия-90 на развивающуюся икру хамсы и
каменного окуня. Бюллетень Московского общества испытателей природы. Отделение биологии. Т. 67, № 3,
1962в.
Правдин Н. С. Методика малой токсикологии промышленных ядов. М., 1947.
Праздникова Н. В. Методика исследования пищевых двигательных условных рефлексов у рыб. Журнал
высшей нервной деятельности. Т. 3. Вып. 3, 1953.
Праздникова Н. В. Методика изучения условных рефлексов у рыб. Сб. «Руководство по методике
исследований физиологии рыб». М., Изд-во АН СССР, 1962.
Привольнев Т. И. Изменение дыхания в онтогенезе рыб при различном парциальном давлении. Известия
ВНИОРХ. Т. 25. Вып. 1, 1947.
Привольнев Т. И., Королева Н. В. Пороговое содержание кислорода в воде для рыб зимой и летом.
Известия ВНИОРХ. Т. 33, 1953.
Прозоровский В. Б. О выборе метода построения кривой летальности и определения средней летальной
дозы: Журнал общей биологии. Т. 21, № 3, 1960.
Пучков Н. В. Физиология рыб. М., 1954.
Рязанов В. А. Основные принципы гигиенического нормирования атмосферных загрязнений. «Предельно
допустимые концентрации атмосферных загрязнений». Вып. 1. М., 1959.
Рязанов В. А. О критериях оценки действия малых концентраций атмосферных загрязнений на организм.
«Гигиена и санитария», 1961, № 6.
Свиренко Е. Г. Поглощение кислорода стерлядью в зависимости от изменения физико-химических
факторов внешней среды. Ученые записки МГУ. Вып. 9, 1937.
Сиротинин Н. Н. Сравнительная патология в СССР за тридцать лет. «Успехи современной биологии». Т.
24. Вып. 2(5), 1947. Сиротинин Н. Н. Возрастные изменения обмена веществ и реактивности организма. Киев,
Изд-во АН УССР, 1951.
Сиротинин Н. Н. Проблемы реактивности и шока. М., Медгиз, 1952.
Ситников В. С. Изучение влияния сточных производственных вод, содержащих фенол, на рыб. «Рыбное
хозяйство», 1932а, № 7. Ситников В. С. Итоги по пропитыванию тела рыб производственными сточными водами.
«Рыбное хозяйство», 19326, № 10.
Скадовский С. Н. Влияние некоторых физико-химических факторов на газообмен у рыб. «Рыбное
хозяйство», 1923, № 2.
Скадовский С. Н. Активная реакция среды в пресных водоемах и ее биологическое значение. Труды
гидрофизиологической станции. Изд. Наркомздрава, 1928.
Скадовский Н. С. Действие кислой реакции внешней среды на усвоение пищи карпами. Ученые записки
МГУ. Вып. 9. Серия биологическая, 1937.
Скадовский Н. С. Об изменении физиологических процессов у водных животных в зависимости от
условий неорганической среды. Ученые записки МГУ. Вып. 33, 1939.
Скопинцев Б. А., Чаликов Б. Г. О заморах на Волге в зиму 1939 г. «Рыбное хозяйство», 1940, № 6.
Сорокин Ю. И. и Лукьянеико В. И. Применение меченного С14 корма для изучения влияния фенола и
гидрохинона на дыхание личинок рыб. «Фармакология и токсикология», 1966, № 1.
Строганов Н. С. Физиологическое действие продуктов экстракции и распада древесины на речных рыб..
Ученые записки МГУ. Вып. 9. Серия биологическая, 1937.
Строганов Н. С. Действие солей тяжелых металлов на развитие икры волжской сельди. Ученые записки
МГУ. Вып. 33, 1939.
Строганов Н. С. Токсикология водных животных в связи с действием промышленных сточных вод на
водоем. Зоологический журнал. Т. 19, 1940, № 4.
Строганов Н. С. Физиологическая приспособляемость рыб к пониженной температуре. М., Изд-во АН
СССР, 1956.
Строганов Н. С. Современные проблемы водной токсикологии. Вестник МГУ. Серия IV. Биология, № 2,
1960.
Строганов Н. С. Экологическая физиология рыб. М., Изд-во МГУ, 1962.
Строганов Н. С. Химизация и вопросы водной токсикологии. Зоологический журнал. Т. 43. Вып. 2, 1964.
Строганов Н. С. Актуальные вопросы водной токсикологии. «Вопросы гидробиологии». М., изд-во
«Наука», 1965.
Строганов Н. С, Пажитков А. Т. Действие промышленных сточных вод на водные организмы. М., Изд-во
МГУ, 1941.
130
Строганов Н. С, Колосова Л. В. Влияние сточных вод производства нейлона на водные организмы.
Зоологический журнал. Т. 41. Вып. 1, 1962.
Таусон А. О. Ядовитое действие отдельных компонентов сточных вод на рыб. Ученые записки Пермского
государственного университета. Т. 6, № 2, 1947.
Таусон А. О. Влияние некоторых компонентов сточных вод на дыхание рыб. Ученые записки Пермского
государственного университета, № 5, 1949.
Телитченко М. М. Хроническое влияние малых доз ура-на-238, тория-232 и стронция-89 + 90 на ряд
поколений Daphnia magna S. Научные доклады высшей школы. Биологические науки, № 1, 1958а.
Телитченко М. М. О накоплении и распределении урана, тория и стронция в дафниях и рыбах. Бюллетень
Московского общества испытателей природы. Отдел биологический. Т. 63. Вып. 3, 19586.
Телитченко М. М. Накопление радиоактивных изотопов стронция-89-90, иттрия-90 зеркальными карпами.
«Рыбное хозяйство», 1961, № 5.
Телитченко М. М. О роли обмена веществ рыб в аккумуляции ими радиоизотопов. Научные доклады
высшей школы. Биологические науки, № 3, 1962а.
Телитченко М. М. О хроническом влиянии повышенных концентраций урана на плодовитость и
выживаемость гуппи. Бюллетень Московского общества испытателей природы. Т. 67. Вып. 3, 19586.
Телитченко М. М. и Левитова Е. Н. Гистологическое изучение гонад уклеек, подвергшихся хроническому
действию малых доз урана-238. Вестник Московского университета. Серия биологии, почвоведения, геологии,
географии, № 1, 1959.
ТелитченкоМ. М. и Говорова М. Ф. Ранняя диагностика токсикозов рыб методом эритрограмм. «Вопросы
ихтиологии». Т. 2. Вып. 3 (24), 1962.
Успенский Е. Е. Железо как фактор распределения водорослей. Труды Ботанического института МГУ, № 1,
1925.
Федий С. П. Об отрицательном влиянии промышленного загрязнения на рыбное хозяйство Каховского
водохранилища и путях его устранения. «Рыбное хозяйство», 1957, № 9.
Федий СП. Влияние сточных вод металлообрабатывающих предприятий на рыбное хозяйство. «Рыбное
хозяйство», 1959, № 11.
Федий С. П. Влияние промышленного и бытового загрязнения на рыбное хозяйство Днепровского и
Каховского водохранилищ и пути его устранения. Материалы научно-практического совещания по сточным
водам. Днепропетровск, 1961.
Федий СП. О предельно допустимых концентрациях вредных веществ в воде и санитарном состоянии
некоторых водоемов бассейна Днепра. Научные доклады высшей школы. Биологические науки, № 3, 1965.
Федорова Г. В. Влияние температуры воды, возраста и пола рыб на поглощение и выведение С 14. Доклады
АН СССР. Т. 150, № 1, 1963.
Флеров Б. А. Влияние малых концентраций фенола на двигательную, пищевую активность и прирост
живого веса карасей. «Вопросы ихтиологии». Т. 5. Вып. 1, 1965а.
Флеров Б. А. Влияние токсического фактора водной среды на условнорефлекторную деятельность рыб.
Гидробиологический журнал, 19656, № 3.
Фролов Ю. П. Высшая нервная деятельность при токсикозах. М., 1944.
Хьюлетт П. Интерпретация данных по зависимости смертности от дозы для устойчивости к ДДТ
комнатных мух. В кн. «Приобретение насекомыми и клещами устойчивости к ядам». М., изд-во «Иностранная
литература», 1962.
Черкинский С. Н. Критерий вредности в проблеме санитарной охраны водоемов. «Гигиена и санитария»,
1948, № 3.
Черкинский С. Н. Основное направление научных исследований по гигиеническому обоснованию
предельно допустимых концентраций вредных веществ промышленных сточных вод в водоемах. Сб.
«Санитарная охрана водоемов от загрязнения промышленными сточными водами». Вып. 2. М, Медгиз, 1954.
Черкинский С. Н. Проблемы гигиенического нормирования в области санитарной охраны водоемов на
современном этапе. Сб. «Санитарная охрана водоемов от загрязнения сточными водами». Вып. 3. М., Медгиз,
1959а.
Черкинский С. Н. Гигиеническое нормирование в области санитарной охраны водоемов. Кн. «XIII
Всесоюзный съезд гигиенистов эпидемиологов, микробиологов и инфекционистов». Т. 1. М., 19596.
Черкинский С. Н. Гигиеническое нормирование при одновременном загрязнении водоемов несколькими
вредными веществами. Сб. «Санитарная охрана водоемов от загрязнения промышленными сточными водами».
Вып. 4. М., Медгиз, 1960.
Черфас Б. И. Влияние на рыбу загрязняющих веществ сточных вод. «Рыбное хозяйство», 1939, № 11.
Чистяков Г. К. Фенол. Сб. «Допустимые концентрации ядовитых веществ в водоемах». М., Стройиздат,
1941.
Шпет Г. И. О влиянии условий среды на питание карпа. Труды Научно-исследовательского института
прудового и озерно-речного рыбного хозяйства УССР, № 8, 1952.
131
Шпет Г. И. и Кононова Н. Э. Противомалярийная обработка карповых прудов посредством ДДТ. Труды
Научно-исследовательского института прудового и озерно-речного рыбного хозяйства УССР, № 5, 1948.
Щербаков А. П. Дыхание и температурная адаптация у речной миноги. Бюллетень экспериментальной
биологии и медицины, № 3, 1937.
Abegg R. Proc. Louisiana Acad. Sci, 12 (7-10), 1949.
Abegg R. Physiol. Zool., 23 (124-134), 1950.
Afflec K. R. Australian Journ. Sci., 14 (131), 1952a.
Aff1eс К. R. Australian Journ. Marine and Freshwater Res. 3 (142-169), 1952b.
Alabaster J. Internat. Journ. Air and Water Polluted, 7, (541 - 565), 1963.
A1abaster J., Abrarn F. Journ. Water Pollut. Control Federat. 36 (272), 1964.
Albersmeyer W. Fischwirt. 7 (№ 8), 1957.
Alderdice D. Jour. Fish. Res. Board Canada, 20 (525-550), 1963.
Alderdice D. and Brett J. Journ. Fish. Res. Board Canada, 14 (783-795), 1957.
Alderdice D. and Worthington M. Canad. Fish Culturist, № 24 (41-48), 1959.
Alexander W., Southgate B. and Bassindale R. Tech. Pap. Wat. Pollut. Res. Lond. № 5, 1935.
Allan I., Alabaster HI. and Herbert D. Water and Sanitary Engineer, 5 (109), 1954.
Allее D. and Bowen C. Journ. Exper. Zool. 61 (1-32), 1932.
Allen L., Blezard N. and Wheatland A. Survegor, 105 (298), 1946.
Allen L., Blezard N. and Wheatland A. Journ. Hyg., 46 (184-193), 1948.
Bandt H. Zeits. Fischerei, 33 (531 - 536), 1935.
Bandt H. Zeits. Fischerei, 34 (359-361), 1936.
Bandt H. Fischerei-Zeitung, 41 (593-594), 1938.
Bandt H. Beitrage Wasser-, Abwasser-, u. Fischereichemie, № 1 (15-23), 1946.
Bandt H. Wasserwirrsch/Wassertechn. 5 (18), 1955.
Bandt H. Phenolabwasser und Abwasserphenole, ihre Entstehuhg, Schadwirkung und abwassertechnische
Behandlung eine mono-graphische Studie. Akademie Verlag Berlin, 1958
Bandt H. und Diet wart N. Zeits. Fischerei, 10 (543-548), 1962.
Bauer K. Mitt. Biol. Bundesanst. Landund Forstwirtsch. Berlin-Dahlem, № 105 (72), 1961.
Beak T. Journ. Fish. Res. Board, Canada, 15 (559-572), 1958.
Behrens B. Arch. exp. Pathol, and Pharmakol., 137 (311-314), 1928.
Behrens B. und Schlosser L. Arch. exp. Pathol, und Pharmakol., 230 (59), 1957.
Belding D. Trans. Amer. Fisheries Soc, 57 (100-119), 1927.
Belding D. Trans. Amer. Fisheries Soc, 59 (238-245), 1929.
Bernard C. Lecons de pathologie experimental!, 1871.
Bishai H. Z. wissenschaftliche Zool, 164 (107-118), 1960.
B1iss С Ann. Appl. Biol, 22 (134), 1935.
Bliss С Quart, Journ. Pharm., 11 (192), 1938.
В1iss С Ann. Appl. Biol., 26 (585), 1939.
Bliss С Statistics and Mathematics in Biology, Iowa State University Press, Ames, Iowa, 1954. Bodenstein B. und
Muller-Bastgen С Z. Pflanzenkrankh, 67 (150-153), 1960.
Boetius J. Medd. Danm. Fiskeri - og Havunders, n. s., 3 (93-115), 1960-1961.
Bonn E., Holbert L. Trans. Amer. Fisheries Soc. 90 (287-297), 1961.
Boschetti M. and MCLonghlinT. Sanitalk, 5 (14-18), 1957.
Brett J. Univ. Toronto Studies, Biol. Ser. № 52 (49), 1944.
Brett J. Univ. Toronto Studies, Biol. Ser. № 53 (18), 1946.
Brett J. Journ. Fish. Res. Board. Canada, 9 (265), 1952.
Вrin1eу F. Biol. Bull., 53 (365-389), 1927.
Brown HI. and Jewell M. Trans. Amer. Microscop. Soc. 45 (20-34), 1926.
Bucksteeg W., Thile H., StoltzelK- Vom Wasser, 22 (194-211), 1955.
Вurdiск G. and Lipschuetz M. Trans. Amer. Fisheries Soc, 78 (192-202), 1948.
BurdickG., Dean H. and Harris E. N. Y. Fish and Game Journ. 11 (106-114), 1964.
Cairns J. Industr. Wastes, 2 (1-5), 1957.
Cairns J. and Scheier A. Notulae nature, № 299 (12), 1957.
California State Water Pollution Control Board. State Water Poll. Control Bd. Pub. № 3, Sacramento, Cal. (512),
1953.
Carpenter K. Ann. Appl. Biol., 11 (1-23), 1924.
Carpenter K. Ann. Appl. Biol., 12 (1-13), 1925.
Carpenter K. Ann. Appl. Biol., 13 (395-401), 1926.
Carpenter K. Brit. Journ. Exp. Biol, 4 (378-390), 1927.
Carpenter K. Journ. Exper. Zool, 56 (407-422), 1930.
132
Clark A. The mode of action of drugs on cells. London, 1933.
Clark A. General Pharmacology. Heffter's Flandb. d. exper. Pharmacologie. Erg. W. B. IV. Berlin, 1937.
Clark H. and Adams G. Eng. News, 69 (300-302), 1913.
Clemens H. and Jones W. Trans Amer. Fisheries Soc. 84 (97-109), 1954.
Cohen J., Pickering Q, Wo d ward R., Van Henvelen W. Journ. Amer. Water Works Assoc, 53 (233-246), 1961.
Cole A. Sewage Wks. Journ, 7 (280-302), 1935.
Cole A. In. A Symposium on Hydrobiology. Univ. of Wisconsin Press (241-259), 1941.
Cordier D., WorbeJ. Compt. rend. Soc. biol. 148 (1253-1257), 1954a.
Cordier D., WorbeJ. J. Physiol. (France), 46 (627-632), 1954b.
Coventry F, Shelford V. and Miller L. Ecology 16 (60-66), 1935.
Dahl K. Salmon and Trout Mag. № 46 (35-43), 1927.
Davis H. Trans. Amer. fisheries Soc, 64 (280), 1934.
Davis J. and Fоster R. Ecology, 39 (79), 1958.
Davis J. and Hardсas11e W. Weeds, 7 (397-404), 1959.
Davison R. et al. Sewage industr. Wastes, 31 (950-966), 1959.
Dawson A. Biol. Bull., 68 (335-346), 1935.
Degens P. et al. Journ, Inst. Sew. Purif., 1 (63-68), 1950.
Denzer H. Merkblatt uber die Schadigung der Fischerei durch Abwasser I. Schwellenwerte itir Fische und
Fischnahrtiere. Nordheim-Westfalen. (77), 1959.
Dietwart N. Zeits. Fischerei, № 7-8 (557-561), 1963.
Doderо M. Ann. Univ. Grenoble, Sci-Med, 1 (159-183), 1924.
Doderо M. Ann. Univ. Grenoble, Sci-Med., 3 (423-477), 1926.
Doudoroff P. Biol. Bull, 75 (494), 1938.
Doudoroff P. Biol. Bull, 83 (219), 1942.
Doudoroff P. Biol. Bull. 88 (194), 1945.
Doudoroff P. Proc. Fourth. Pacific, Northwest Industrial Waste
Conf: State Coll. of Washington. Pullman (21-25), 1952. .
Doudoroff P. Sewage Ind. Wastes, 28 (1020), 1956.
Doudoroff P. In the physiology of fishes 11, Academic Press, N.Y., 1957.
Doudoroff P. and KatzM. Sewage Ind. Wastes, 22 (1432), 1950.
Doudoroff P., et. al. Sewage Ind. Wastes, 23 (1380), 1951.
Dоudоrоff P., and Katz M. Sewage Ind. Wastes, 25 (802), 1953.
Doudoroff P., Katz M. and Tarzwe11 C. Sewage Ind. Wastes, 25, (840), 1953.
Dutt N., Bhattacharjee S. Proc. Zool. Soc. (India), 13 (43-49), 1960.
Downing K. Journ. Exp. Biol., 31 (161-164), 1954.
Downing K., Merkens J. Ann. Appl. Biol., 43 (243-246), 1955.
Dyk V. Sbornik Ceskoslov Akad. Zemedelske 15 (378-382), 1940.
Dyk V, Sbornik Ceskoslov. Akad. Zemedelske, 17 (450-454), 1942.
Dyk V. Sbornik Ceskoslov. Akad. Zemedelske, 18 (218-221), 1943.
Ebe1ing G. Zeits, Fischerei, 26 (40-61), 1928.
Ebeling G. Vom Wasser, 5 (201-212), 1931.
Ebeling G. Vom Wasser, 14 (127), 1939-1940.
Ebeling G., SchraderT. Zeits. Fischerei, 27 (417-510), 1929.
Edmister J. and Gray J. Prog. Fisch-Culturist, 10 (105-106), 1948.
Eldridge E. Phenolic Wastes Report, № 1, J. A.W.W.A., 28 (1936), 1934.
Ellis M. Bull. U.S., Bur. Fish., 48 (365-437), 1937.
Ellis M. Bull. U.S. Bur. Fish., 49 (257-304), 1940.
Ellis M. Spec. Sci., Report № 42, U. S. Fish and Wildlife, Service (6), 1947.
Ellis M. and Ladner G. Trans. Twenty-First Amer. Game Conf. (135-148), 1935.
Eisler R. and Deul D. Progress Fish-Culturist, 27 (45-48), 1965.
Eicher G. Journ. Wildlife Management, 10 (82-85), 1946.
Ferguson J. Proc. Roy. Soc. В., 127 (387), 1939.
Fromm P., Sсhiffman R. Journ. Wildlife Management, 22 (40-44), 1958.
Fгу F. Univ. Toronto Studies Biol Ser., № 55, 1947.
Fry F. In book: The Physiology of Fishes, V. 1, N. Y., 1967.
Fry F., Brett J. and С1awsоn G. Rev. Can. Bioi., 1 (50), 1942.
Fry F., Hart J. and Wa1кer K. Univ. Toronto Studies Biol. Ser. № 54 (9), 1946.
Fry F. and Hart J. Biol. Bull., 94 (66-77), 1948a.
Fry F. and Hart J. Journ. Fishereies Research Board. Can. 7 (169-175), 1948b.
Fujiya M. Bull. Japan Soc. Scient, Fish, 29 (1125-1127), 1963.
133
Gaddum J. Pharmacology, Oxford University Press, London, 1948.
Garrey W. Biol. Bull. 28 (77-86), 1915.
Garrey W. Amer. Journ. Physiol., 39 (313-329), 1916.
Gersdorff W. Journ. Am. Chem. Soc. 52 (3440), 1930.
Gersdorff W. Journ. Agr. Research. 50 (881), 1935.
Gersdorff W. Journ. Agr. Research, 53 (884), 1936.
Gersdorff W. Journ. Agr. Research, 54 (469), 1937.
Gersdorff W. Protoplasma, 31 (199), 1938.
Gersdorff W. Journ. Cell. Сотр. Physiol. 14 (61), 1939.
Gersdorff W. Am. Journ. Pharm., 115 (159), 1943.
Gersdorff W. and Smith L. Am. Journ. Pharm. 112 (97), 1940a.
Gersdоrff W. and Smith L. Am. Journ. Pharm., 112 (389), 1940b.
Gibbs H. Standard methods for the examination of Water, Sewage and Industrial Wastes. 10th. ed. American
public health association, №9, 1955.
Gibson E. and Fry F. Can. Journ. Zool, 32 (252-260), 1954.
Goodman J. California Fish and Game, 37 (191-194), 1951.
Goodnight C. Ind. J. Eng. Chem, 34 (868), 1942.
Graham J. Can. Journ. Research, D. 27 (270-288), 1949.
Grindley J. Journ. Soc. Chem. Ind. (London). 64 (339-344), 1945.
Grindley J. Ann. Appl. Biol., 33 (103-112), 1946.
Gruber R. Bull, agric. Congo Beige, 50 (131 - 139), 1959.
Gueylard F. Compt. Rend. Soc. Biol., 89 (78-80), 1923.
Gueylard F. Arch. Phys. Biologique, 3 (79-197), 1924.
Guevlard F., Duval M. Compt. rend. Acad. Sci., 175 (1243-1245), 1922.
Gutsell J. Bureau of Fisheries. Doc. 910. App. to Rep. of u. s. Comm. of Fisheries, 1921.
Gutse11 J. Ecol., 10 (77-96), 1929.
Ha11 A. Ecol., 6 (104-116), 1925.
Ha11 A. Biol. Bull. 61 (457-467), 1931.
Ha1sband E. Arch. Fischerei wissensch., 6, H 314, 1955.
Halsband E. Meyer-Waarden P. Arch. Fischereiwissensch., 11 (48-60), 1960.
Halsband E., Halsband J. Arch. Fischereiwissensch., 14 (68-85), 1963.
Hart J. Proc. Florida Acad. Sci, 7 (221-246), 1945.
Hart J. Trans, roy. Soc. Can. 3rd. Ser. Sect V, 41, (57-71), 1947.
Hart J. Univ. Toronto Biol. Ser. № 60 (79), 1952.
Hardti H. Zeits. Fischerei, 32 (459), 1934.
Hart W. Nat. Pet. News Techn. Sect., 38 (32), 1946.
Haskell D., Mc Dongal J., Gedu1dig D. Fish. a. Game Journ. 1 (56), 1954.
Has1er A. and Wisbу W. Trans. Am. Fisheries Soc. 79 (64-70), 1950.
Hasler A. and Wisby W.Am. Naturalist, 85 (223-238), 1951.
Have1кa J. and Effenberger M. Ann. Acad. Ceskoslov. Agric. 30 (421); Biol. Abstr. 1959, 33 (709), 1957.
Heilbrunn L. Arch. Zellforsch, 4 (117), 1927,
Heilbrunn L. The colloid chemistry of protoplasm. Berlin, 1928.
Heilbrunn L. An outline of General Physiology. Philadelphia; Saunders, 1938.
Heilbrunn L. An Outline of General Physiology. 3 rd edition. Philadelphia and London; Saunders, 1955.
Hein W. Ber Bagerisch. Biol. Versuchsstac, 1908.
Heifer H. Kleine Mitteil. Mitglied. Vereins Wasser-, Boden-u. Lufthyg, 12 (32-62), 1936.
Henderson C, Pickering Q. Trans. Amer. Fish. Soc. 87 (39-51), 1957 (1958).
Henderson C, Pickering Q. and Cohen J. Sewage Industr. Wastes, 31 (295-306), 1959.
Henderson C, Pickering Q. and Tarzwell C. In Biological Problems in Water Pollution, Trans. Seminar Robert A.
Taft, Sanit. Eng. Cent. Tech. Rep. W 60-3. Cincinnati, 1959 (1960).
Henderson С and Tarzwell С Sewage and Industrial Wastes, 29 (1002-1017), 1957.
Herbert D. Water and Sewage Engineering, 2 (504), 1952.
Herbert D. and Downing K- Ann. Appl. Biol., 43 (237- 242), 1955.
Herbert D. andMerkensJ. Journ. Exp. Biol. 29 (632-649), 1952.
Herbert D. et al. Water and Waste Treatment Journ. Sept. (Oct), 1957.
Herbert D. and Shurben D. Ann. Appl. Biol, 52 (321-326), 1963.
Hofer R. Aleg. Fisch., 24 (56), 1899.
Hog1und L. Rept. Inst. Freshwater Res Drottningholmn № 43 (147), 1961.
Holzinger K. Zeits. Fischerei, 25, H. 1. (97), 1927.
Hooper F., Gvbenda A. Trans. Amer. Fish. Soc. 85 (180-190), 1955 (1957).
134
Hopkins E. Jour. Amer. Water Works. Assoc. 19 (313-322), 1928.
Hоrsfa11 J. Fungicides and Their Action, Chronica Botanic Co., Waltham, Mass, 1945.
Huba11 E. Water Pollution Abs. № 9 (431), 1936.
Huba11 E. Extr. Ann. Physiol, 13 (2), 1937.
Hughes J. and Davis J. Weeds, 11 (50-53), 1963.
Hynes H. The Biology of Polluted Waters. Liverpool Univ. Press., 1960.
Isom B.J. Wat. Pollut. Contr. Fed., 32 (1312-1316), 1960.
Janzen W. Zool und Physiologie, 52 (227), 1932-1933.
Job S. Univ. Toronto Studies Biol. Ser. № 61 (39), 1955.
Jоnes J. Journ. Exptl Biol 12 (165), 1935.
Jоnes J. Journ. Exptl Biol, 15 (394-407), 1938a.
Jones J. Proc. Zool Soc. Lond. Ser. A. 108 (481-499), 1938b.
Jоnes J. Journ. Exptl. Biol, 16 (313-333), 1939a.
Jоnes J. Journ. Exptl. Biol 16 (425-437), 1939b.
Jones J. Ann. Appl. Biol, 27 (367-378), 1940a.
Jоnes J. Journ. Exptl. Biol, 17 (325-330), 1940b.
Jones J. Journ. Exptl, Biol, 23 (298-311), 1947a.
Jones J. Journ. Exptl, Biol, 24 (110-122), 1947b.
Jones J. Journ. Exptl. Biol. 25 (22-34), 1948.
Jones J. Journ. Exptl. Biol., 28 (261-270), 1951.
Jones J. In book: Aspects of river pollution, L. Klein, London, 1957.
Jоnes J. Journ. Anim. Ecol., 27 (1-14), 1958.
Jones J. Fish and River Pollution, London, Butterworths, 1964.
Jones В., Warren C, Bond C. and Dondoroff P. Sewage and Industrial Wastes, 28 (1403-1413), 1956.
Karber G. Arch, exper. Path. Pharmak. 162 (480), 1936.
Кarsten A. Black Hills Eng., 22 (145-174), 1934.
Katz M. Trans. Amer. Fish. Soc, 90 (264-268), 1961.
Кatz M. and Сhadwieк G. Trans. Amer. Fish. Soc, 90 (394- 397), 1961.
Kelley A. Journ. Fisheries Res. Board Canada, 6 (435-440), 1946.
Kellermann K. Eighth. Internat. Cong. Appl. Chem., Orig. Commun, 26 (241-245), 1912.
Кing J. Amer.. Midland Naturalist, 29 (624-642), 1943.
Klingler K. Schweiz Z. Hydrol. 19 (565-578), 1957.
Klein L. Aspects of River Pollution. London; Butterworths, 1957.
Kreitmann L. Ann. Univ. Grenoble, Sci - Med. 6 (117-126), 1929.
Krogh A. The Respiratory Exchange of Animals and Mann. London. Longmans Green, 1916.
Krogh A. The Comparative Physiology of Respiratory Mechanisms. Univ. of Pennsylvania. Press, Philadelphia,
1941.
Kruger F. Zeits. vergleich. Physiol., 7 (696-735), 1928.
Krumholz L. Bull. Amer. Museum Natur. History, 110 (374), 1956.
KumakuraS. Nagoya Journ. Med. Sci. 3 (189), 1928.
Lackey J., CLendenning K- Quart. Journ. Florida Acad. Sci., 26 (263-268), 1963.
Lammering M. and Burbank N. Water Pollution Abstr., 1962, 35 (179), 1960.
Lawrence J. Progr. Fish. Cult., 12 (141-146), 1950.
Le Clerc E., Devlaminck F. Bull. Centre Beige Etude et Document. Eaux, № 8 (483-485), 1950a.
Le Clerc E., Devlaminck F. Bull. Centre Beige Etude et Document. Eaux, № 8 (486-493), 1950b.
Le Clerc E., Devlaminck F. Bull. Centre Beige Etude et Document, Eaux, № 9 (541-544), 1950c.
Le Clerc E., Devlaminck F. Ibid., № 17 (165-171), 1952.
Leger L Ann, Univ. Grenoble, 24 (41 - 122), 1912.
Leiner M. Zeits. vergleich. Physiol. 24 (143-165), 1937.
Leiner M. Die Physiologie der Fischatmung. Akademische Verlags-ges, Leipzig, 1938.
Liebmann Hi Handbuch der Frischwasser - und Abwasser biologie, Bd. 1. Munchen, 1951.
Liebmann H. Methodik und Auswertung der biologischen Wasse-gfite - Kartierung. Die Bewertung der Wasser
quaiitat. Munchen, 1959.
Liebmann H. Handbuch der Frischwasser - und Abwasserbiologie Bd. 2. Lfg. 6, Munchen, 1960.
Lindhal P., Overg К Nature (Engl), 187 (784), 1960.
Lindroth A. Zeits. vergleich. Physiol., 29 (583-594), 1942.
Lindrоth A. Rep. Inst. Freshw. Res. Drottningholm, № 29 (49-50), 1949.
Litchfield J., Wilcoxon F. Journ. Pharmacol. Exper. Ther., 96 (99), 1949.
L1оуd R. Ann. Appl. Biol., 48 (84-94), 1960.
Lloyd R. Water Waste Treatm. Journ., 8 (278-279), 1961a.
135
L1оуd R. Journ. Exptl. Biol., 38 (447-455), 1961b.
Lloyd R. Ann. Appl. Biol. 49 (535-538), 1961c.
Lloyd R. and Herbert D. Ann. Appl. Biol. 48 (399-404), 1960.
L1оуd R. and Herbert D. J. Inst. Bublic Health Eng. jully (132-145), 1962.
Loeb J. and Wasteneys H. Journ. Exptl. Zool., 12 (543-547), 1912.
Loeb J. Amer. Journ. Physiol., 6 (411-433), 1902.
Loeb J. and Wasteneys H. Biochem. Zeits, 33 (480-488), 1911.
Loeb J. and Wasteneуs H. Journ. Biol. Chem., 21 (223-238), 1915.
Loewe S. Antidyname Arzneigemische. Festschr. Prof. E. Btirgi., Bern, 1932.
Loewe S. Arzneimittel - Forsch., 3 (285), 1953.
Lоngwe11 J. and Pentelow F. Journ, Exptl. Biol., 12 (1 - 12), 1938.
Ltidemann D., Neumann H. Zeits. angew. Zool. 48 (87-96), 1961.
Ltidemann D., Neumann H. Anz. Schadlingskunde, 35 (5-9), 1962.
Mann H. Fischwirt, 8 (217-220), 1958.
Marestrоm A. Arch. Zool., 12 (217), 1959.
Matsue Y., Endо Т. and Tabata K. Bull. Jap. Soc. sci. Fish., 23 (358-362), 1957.
May hew J. Proc. Iowa Acad. Sci., 62 (599-606), 1955.
MсКау С. and Vars H. In A Biological Survey of the St. Lawrence Watershed. Suppl. to Twentieth Ann. Rep., N.
Y. State Cons. Dept. (230-233), 1931.
Menzies W. Nature, 119 (638-639), 1927.
Merkens J. Water Waste Treatm. Journ., 7 (150-151), 1958.
Merkens J. and Downing K. Ann. Appl. Biol., 45 (521-527), 1957.
Miller C, Tainter M. Proc. Soc. Exper. Biol. (N. Y), 57 (261), 1944.
Mishonsniky S. 14 Congr. Chem. Industr. Paris. October; Journ. A. W. W. A., 1937, 29 (304), 1934.
Mооre W. Ecology, 23 (319-329), 1942.
Mооre G. and Кe11erman K. Bull. № 76. U. S. Bur. Plant Indus. (55), 1905.
Neuhold J. and Sigler W. Trans. Amer. Fish. Soc, 89 (358-370), 1960.
Neurath H. Zeits. vergleich. Physiol, 31 (609-626), 1949.
Oshima S. Journ. Imperial Fisheries Exp. Sta. (Japanese), № 2 (139-193), 1931.
Pau1 R. Scien. Monthly, 74 (14-17), 1952.
Pereira J. Biochem. Journ., 18 (1294-1296), 1924.
Podubsky V., Stredonskv E. Sbornik Ceskeslov. Acad. Zemedelske, 21 (206-222), 1949.
Podubsky V., Stredonsky E. Sbornik. Ceskeslov. Acad. Zemedelske, 23 (295-301), 1951.
Podubsky V., Stredonsky E. Sbornik. Ceskeslov. Acad. Zemedelske, 25 (441-448), 1952.
Pollution - caused fish Kills. Division of water supply and pollution control. Washington, 1960.
Powers E. Illinois biol. Monogr., 4 (127-193), 1917.
Powers E. Ecology, 1 (95-111), 1920.
Powers E. Amer. Journ. Physiol, 55 (197-200), 1931.
Powers E. Journ. Tenn. Acad. Sci., 12 (309), 1937.
Powers E. Trans. Amer. Fisheries Soc, 67 (271), 1938.
Powers E, Rostorfer H. and Rostorfer T. Ohio, Journ Sci, 39 (1-9), 1939.
Prevost G. Canad. Fish. Culturist, № 28 (13-35), 1960.
Prevost G, Lanouette C, Grenier F. Journ. Wildlife Management, 12 (241), 1948.
Reiff B. Journ. Sci. Technol, № 4 (167-171), 1964.
Reuss H. Ber. bayerischen biol. Versuchstation Munchen, 2 (89-142), 1909.
Reuss H. Zeits. Biol, 53 (555-587), 1910.
Roberts B. and Jee E. Salmon and Trout Mag, № 32 (217-223), 1923.
Ruchhoft C. and Ettinger M. Inserv. train. Cours. for Water Works Pres. Univ. Mich. May, 5-6, Ann. Arbor. Mich,
1947.
Rushton W. Salmon and Trout Mag, № 22 (48-63), 1920a.
Rushton W. Salmon and Trout Mag, № 23 (42-55), 1920b.
Rushton W. Salmon and Trout Mag, № 39 (112-125), 1925.
Rushton W. Salmon and Trout Mag, № 125 (57-61), 1949.
Safford V. Journ. Cellular and Compar. Physiol. 16 (165-173), 1940.
Sanborn N. Cannig Trade, 67 (10-12), 1945.
Schaperclaus W. Zeits. Fischerei, 24 (493-520), 1926.
Schaperclaus W. Sitzungsber. Gelellsch. naturforsch. Freunde Berlin, № 1-3 (1-9), 1927.
Schaut G. Journ. Amer. Water Works Assoc, (J. A. W. W. A.). 31 (771- 822), 1939.
Shaw W, Grushkin B. Arch. Biochem. a. Biophys, 67 (97), 1957.
She1ford V. Bull. 111. State Lab. Nat. Hist, 11 (381-412), 1917.
136
Shelford V. Publ. Puget Sound Biol. Station, Univ. of Wash, 2 (97-111), 1918a.
Shelford V. Bull. 111. State Nat. Hist. Surv. 13 (25-42), 1918b.
Shelford V. Bull. 111. State Nat. Hist. Surv, 14 (379-395), 1923.
Shelford V. and Allee W. Journ. Exp. Zool, 14 (207-266), 1913.
Shelford V. and Powers E. Biol. Bull. 28 (315-334), 1915.
Shepard M. Journ. Fisheries Research Board Can. 12 (387-446), 1955.
Schiffman R., Frоmm P. Sewage and Industr. Wastes, 31 (205-211), 1959.
Schlieper C. Biol. Zentr, 69 (216-226), 1950.
Schweiger G. Arch. Fischereiwissensohaft, 8 (54-78), 1957.
Sedsi A, Suraio N, Кadsunоbu K. Japan Journ. Appl. Entomol. and Zool, 8 (185-190), 1964.
Se1уe H. The Stress. Montreal, 1950.
Selye H. The Story of Adaptation Syndrome. Montreal, 1952.
Se1уe H. The Stress of Life. N. Y. - Toronto - London, 1956.
Sierp F. Handbuch der Lebensmittelchemie. Berlin, 1940.
Sollmann T. Journ. Gen. Physiol. 32 (671), 1948 (1949).
Southgate В. Qartelly Journ. Pharm. and Pharmacology, 5 (639), 1932.
Sоuthgate B. Treatment and Disposal of Industrial Waste Water. Dept. of Scientific and Ind. Res. (Gr. Brit).,
London. (322), 1948.
Southgate В., PentelowF. and Bassindale R. Biochem. Journ., 27 (983-985), 1933.
Standart Methods for the Examination of Water and Sewage 9th. ed. Amer. Publ. Health. Assoc. N. Y.; 1946.
Steimann P. Toxikologie der Fische. Handbuch. Binnenfischerei Mitteleuropas, 6 (289-338), Stuttgart, 1928.
Steimann P., Surbeck G. Zeits. Hydrologie, 1 (57), 1920.
Steimann P., Surbeck G. Zeits, Hydrologie 2 (111-149), 1922a.
Steimann P., Surbeck G. Schweiz. Fischerei- Zeitung, 30 (123-133), 1922b.
Stiemкe R. and Eckenfelder W. Bulletin № 33, Dept. of Eng. Res. N. С State Col (45), 1947.
Stre11 M. Allgem. Fischerei - Zeitung, 56 (197-201), 1931.
Stringer G. and Mc Mynn R. Canad. Fish. Cult. 23 (39-47), 1958.
Strоede W. Zeits. Fischerei, 31 (345-351), 1933.
Summer ford W. Journ. Agr. Food. Chem., 2 (310), 1954.
Sumner F. and Doudoroff P. Biol. Bull. 74 (403-429), 1938.
Surber E. Trans. Amer. Fisheries Soc, 65 (194-203), 1935.
SurberE. Prog. Fish - Culturist, 10 (125), 1948.
Surber E. Manuf. Chem. Assn., Sixth. Ann. Poll. Abatement Conf. (35) 1951.
Sуmоns G. and Simpson R. Trans. Amer. Fish. Soc, 68 (246), 1938.
Tarzwell С Pud. Health Rep., 62 (525), 1947.
Tarzwell C. Journ. Nat. Malaria Soc, 7 (199), 1948.
Tarzwell С Pub. Health Rep., 65 (231), 1950.
Tarzwell С and Henderson С Trans. Amer. Fish. Soc, 86 (245-257), 1956.
Tarzwell С and Henderson С Industr. Wastes, 5 (12), 1960.
Taylor R. and James M. U. S. Bur. of Fisheries. Doc № 1045. Report of the U. S. Comm. of Fisheries. App. 7
(322-327), 1928.
Teichrnann H. Zeits. Norphol. u. Oekol. Tiere, 43 (171-212), 1954.
Teichmann H. Naturwissenschaften, 44, H. 7, 1957.
Tenneу W., Wоо1соll W. Virginia Journ., Sci., 15 (16-20), 1964.
Thomas A. Trans. Amer. Fisheries Soc, 44 (120-124), 1915.
Thorn as A: Journ. Biol. Chem., 58 (671-674), 1924.
Ticomb J. Trans. Amer. Ficheries Soc, 44 (20-26), 1914.
Tomfama Т., Kavabe K. Bull. Japan, Soc. Scient Fish., 28 (379-382), 1962.
Townsend L. and Earuest D. Proc Pacific Sci. Congr. Pacific Sci. Assoc. Congr. 1939, 3 (345), 1940.
Townsend L. and Cheyne H. Ecology, 25 (461-466), 1944. Trama F. Proc nat. Acad. Sci. Phil., 106 (185-214),
1954. Trama F. Notul. nat. Acad. Philad, 269 (1-10), 1955.
Trama F. and BenoitR. Journ. Wat. Pollut. Contr. Fed., 32 (868-877), 1960.
Trahms К. Water Pollution Abs., 1952. 25, № 4, 1950.
Van Horn W., Anderson J. and К a t z M. Trans. Arrier; Fisheries Soc, 79 (55-63), 1949 (1950).
Ve1dstra H. Pharmacol. Revs., 8 (339), 1956.
Vivier P. Bull. Centre Beige Etude et Document. Eaux, №. 15 (5), 1952.
Vivier P. Eau, 41 (LOI - III), 1954.
Vivier P. Proc. Tech. Paper., 4, № 1 (71), 1957.
Warrick L., Wirth Hi. and Van Horn W. Water and Sewage Works, 95 (147-150), 1948.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1949, 1950.
137
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1953, 1954.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1954, 1955.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1955, 1956.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1956, 1957.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1957, 1958.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1959, 1960.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1960, 1961.
Water Pollution Research. London; H.M.S.O., 1961, 1962.
Water Quality Criteria, California, № 3, S.W.P.С.В., 1952.
Webb H. Journ. Amer. Water Works Assoc. 54 № 1, 1963.
Weiss С and Botts J. Sewage and Industrial Wastes, 29 (810-818), 1957.
Weiss С Sewage Industr. Wastes, 31 (580-593), 1959.
Wells M. Biol. Bull., 25 (323-347), 1913.
Wells M. Biol. Bull., 29 (221-257), 1915a.
Wells M. Journ. Exp. Zool., 19 (243-283), 1915b.
Wells M. Bull. 111. State Lab. Nat. Hist., 11 (557-571), 1918.
Westiall B. Ecology, 26 (283-287), 1945.
Wiebe A. Bull. U. S. Bur. Fish., 43 (137-167), 1927.
Wiebe A. Trans. Amer. Microscop. Soc, 50 (380-393), 1931a.
Wiebe A. Trans. Amer. Fisheries Soc, 61 (216-224), 1931b.
Wiebe A. and Mc GavockA. Trans. Amer. Fisheries Soc, 62 (267-274), 1932.
Wiebe A., McGavockA., FullerA. and M a г к u s H. Physiol. Zool., 7 (435-448), 1934.
Winterstein H. Arch, gesam. Physiol. (Pfltigers) (73-98), 1908.
Wuhrmann K. Bull, centre beige etude et document, eaux, № 15, 1952.
Wuhrmann K., Lehender F. and Woker H. Vjschr. naturf. Ges. Zurich, 92 (198-204), 1947.
Wuhrmann K. und Woker H. Schweiz. Zeits. Hydrol., 11 (210-244), 1948.
Wuhrmann K. und Woker H. Schweiz. Zeits. Hydrol., 12 (271-287), 1950a.
Wuhrmann K. und Woker H. Schweiz. Zeits. Hydrol. 12 (79-93), 1950b.
Wuhrmann K. et al. Bull, centre beige etude et document eaux, № 19 (67), 1953.
Wurtz-Arlet J. Bull, franc, piscicult. 32 (41-45), 1959.
Zimmerman R., Berg R. Contrib. Boyce Thompson Inst. 6 (39-49), 1934.
138
СОДЕРЖАНИЕ
От автора
Введение
Раздел I. Некоторые общие вопросы проблемы влияния ядов промышленных сточных вод на рыб
Сравнительная токсичность различных групп ядов (не органические соединения)
Сравнительная токсичность различных групп ядов (органические соединения)
Комбинированное действие ядов. Синергизм и антагонизм
Симптомы отравления и обратимость интоксикаций рыб.
Значение концентрации яда в определении динамики развития и исхода токсического эффекта
Значение времени действия яда в определении динамики развития и исхода токсического эффекта
Характер зависимости «концентрация-время» и некоторые количественные вопросы токсикологии рыб
Адаптация рыб к ядам. Кумуляционный эффект
Раздел II. Значение экологических факторов водной среды в определении устойчивости рыб к ядам
Температура воды
Содержание кислорода в воде
Активная реакция среды (величина рН)
Жесткость воды
Раздел III. Возрастные, видовые и экологические особенности устойчивости и чувствительности рыб к
ядам
Сравнительная характеристика устойчивости рыб к ядам в эмбриональный и ранний
постэмбриональный периоды жизни
Изменение устойчивости к ядам личинок, мальков и сеголетков рыб
Характер зависимости устойчивости рыб к ядам от возраста и массы
Видовые особенности чувствительности и устойчивости рыб к ядам
Индивидуальные, сезонные и экологические особенности устойчивости рыб к ядам. Значение
некоторых других малоизученных факторов
Раздел IV. Физиологический аспект проблемы влияния ядов промышленных сточных вод на рыб
Обнаружение и избегание рыбами ядов
Механизмы отравления рыб. Роль различных отделов головного мозга рыб в реакции на токсическое
действие ядов органического ряда
Критерии и методы определения токсичности
О физиологической и биологической норме
Пороговые концентрации
Влияние ядов на физиологические функции рыб
Предельно допустимые концентрации (ПДК)
Метод «рыбной пробы»
Биологические, биохимические и физиологические методы
Метод функциональных нагрузок
Оптимальная схема проведения опытов по биологическому нормированию предельно допустимых
концентраций вредных веществ для рыбохозяиственных водоемов
Литература .................................. , ................................ 197
Владимир Иванович Лукьяненко
Токсикология РЫБ
Редактор Б. Н. Элькина., Худож. редактор В. В. Водзинский Переплет художника И. Н. Котлермана
Техн. редактор Н. М. Генкина
Корректоры 3, В. Коршунова, В. Б. Грачева
Т-14386 Сдано в набор 23/V-1967 г. Подп. в печать 2/XI-1967 г. Формат 84ХЮ87з2
Бумага тип. № 2 Объем 6,75 п, л. Усл. п. л. 11,34 Уч. изд. л. 15,43 Тираж 2000 экз. Цена 95 коп.
Изд. № 4616 Заказ 358 Т. п. 1967 г. п/№ 107
Издательство «Пищевая промышленность» Москва Б-120, Мрузовский пер., 1
Московская типография № 6 Главполиграфпрома
Комитета по печати при Совете Министров СССР
Москва, Ж-88, 1-й Южно-портовый пр., 17
139
Скачать
Случайные карточки
Каталог карточек