CC BY
147
2007
Известия ТИНРО
Том 148
УДК 628.394:597-1.044
С.А. Алешко
ДЕЙСТВИЕ НЕФТЯНЫХ УГЛЕВОДОРОДОВ НА МОРСКИЕ ОРГАНИЗМЫ НА МОЛЕКУЛЯРНОМ УРОВНЕ
Обобщены современные литературные данные о влиянии нефти на морских рыб и моллюсков на молекулярном уровне. Особое внимание уделено показателям процесса биотрансформации нефтеуглеводородов и их использованию в мониторинге загрязнения морской среды. В качестве биомаркеров I фазы биотрансформации рассмотрено изменение активности цитохром Р450-зависимых монооксиге-наз — этоксирезоруфин-О-диэтилазы и бенз(а)пирен-гидроксилазы, — II фазы — активность глутатион^-трансферазы. Проанализированы сведения о прооксидан-тных процессах и ответной реакции антиоксидантной системы гидробионтов на воздействие нефти и ее компонентов. Интенсивность окислительных процессов зависит как от вида и состояния животных, так и от особенностей состава нефтепродуктов, путей их поступления в организм, концентрации и степени биодоступности, а также от конкретных абиотических условий среды обитания организмов. Приведенные результаты позволяют установить универсальность механизма действия нефтепродуктов на гидробионтов.
Aleshko S.A. Impact of petroleum hydrocarbons on marine organisms at molecular level // Izv. TINRO. — 2007. — Vol. 147. — P. 247-261.
Recent data on petroleum hydrocarbons influence at molecular level on fish and mollusks are described. Diversification of oil compounds with certain properties defines various mechanisms of their interaction with biological systems. Special attention is given to activity change of key enzymes in the process of oil exposure. The ethoxyresorufin-O-deethylase (EROD) is considered as the biomarker of the phase I of oil biotransformation, and glutathione-S-transferase (GST) — as the biomarker of the phase II. These compounds are widely used in pollution monitoring of marine environment. Pro-oxidant processes and reciprocal antioxidant reaction of enzyme systems of water organisms on the influence of oil and its components are considered, as well. Correlation of the mixed-function monooxigenase activity with PAH concentration in the tissues of mollusks was revealed, but it was not detected for fish. Some results on genotoxicity of oil exposure are presented. Generally, intensity of oxidizing reactions depends both on species of marine organisms and their condition, structure of oil, pathway of its exposure, oil concentration and bioavailability, and abiotic parameters of environment. However, universal patterns of the mechanism of oil impact on marine organisms are determined.
Нефть поступает в окружающую среду при ее добыче, транспортировке, аварийных разливах, а также в результате естественных просачиваний из нефтеносных пластов. Загрязнение нефтяными углеводородами природных и искусственных водоемов в настоящее время представляет собой серьезную экологическую проблему. Период сохранения нефти в водной среде варьирует от нескольких дней до 10 лет и более (Патин, 2001). Практически все компоненты нефти в большей или меньшей степени являются токсичными для гидробионтов (Djomo
et al., 2004). Сырая нефть и продукты ее переработки оказывают отравляющее действие на водные организмы, отдельные вещества могут аккумулироваться в органах и тканях гидробионтов, передаваться по пищевым цепям (Каретникова, Жиркова, 2005).
По химическому составу нефть представляет собой сложный природный продукт, основой которого (до 98 %) являются насыщенные и ненасыщенные углеводороды (УВ) алифатической и циклической структуры (Патин, 2001). Несмотря на то что взаимная растворимость нефти и воды ничтожно мала (не превышает сотые доли процента), основу токсических продуктов нефти составляют именно растворенные вещества. Водорастворимая фракция нефти содержит предельные УВ, нафтеновые кислоты, фенолы, а также би- и полициклические УВ (Немировская, 2004). Наиболее высокой растворимостью обладают низкомолекулярные ароматические УВ, которые, следовательно, являются максимально биодоступными для водных организмов. Они способны проникать через клеточные мембраны и вызывать структурные и функциональные нарушения.
В экспериментах с сырой нефтью показано, что состав ароматических УВ изменяется уже после приготовления из нее эмульсии (Биологические аспекты ..., 1988). Например, если в исходном образце нефти доминировали моноароматические УВ (алкилбензолы, инданы), то через определенный период после смешивания ее с морской водой преобладали соединения с двумя и тремя бензольными кольцами (аценафтены, фенантрены). Из сероорганических соединений в значительных количествах содержались бензтиофены. Состав продуктов трансформации нефти в первую очередь определяется химической природой исходных ароматических соединений.
Многообразие структур и свойств соединений нефти определяет различные механизмы их взаимодействия с биологическими системами.
Биологические эффекты нефти у водных организмов изучаются уже более века (Купцис, 1901; Zobell, 1964; Алякринская, 1966; и др.). В зависимости от продолжительности и масштаба загрязнения нефтью может наблюдаться широкий диапазон ответных реакций — от физиолого-биохимических, морфологических и поведенческих аномалий на уровне организмов до структурных и функциональных перестроек в популяциях и сообществах (De Maagd, Vethaak, 1998; Teruhisa et al., 2003).
По оценкам экспертов, диапазоны действующих концентраций растворенной нефти для морских организмов изменяются в очень широких пределах (до 5-6 порядков величин) (Патин, 2001). Существуют видовые и групповые особенности реагирования организмов на присутствие нефти в воде. Большинство видов морской фауны проявляют повышенную чувствительность (уязвимость) к действию нефти на ранних (эмбриональных и постэмбриональных) стадиях развития (Serigstad, 1987; Heintz et al., 1999; Черкашин, 2005). Однако такие параметры, как патологические процессы в тканях, биоэнергетический статус, изменение скорости роста, нарушение репродуктивных функций, проявляются сходным образом при различных видах антропогенного воздействия. Показано, что ответные реакции на высших биологических уровнях менее специфичны, чем на молекулярном (Adams, 2001).
Важным аспектом проблемы является влияние нефтеуглеводородов (НУ) на организм на субклеточном уровне, поскольку молекулярные эффекты могут быть связаны с неблагоприятными последствиями для организмов в будущем. Химический стресс в биологических системах в настоящее время определяют с помощью так называемых молекулярных биомаркеров — количественных показателей, измеряемых в полостных жидкостях, клетках или тканях, которые на биохимическом или клеточном уроне указывают на присутствие загрязнителя и (или) величину ответной реакции организма (McCarty, Shugart, 1990). Изменение биомаркеров не всегда предполагает ухудшение состояния особей, как считалось
ранее (Livingstone et al., 1988). В современных исследованиях биомаркеры являются в первую очередь инструментом прогнозирования состояния биоты под влиянием тех или иных факторов среды. Рыбы и моллюски признаны удобными и репрезентативными объектами для биомониторинга с использованием молекулярных биомаркеров. Кроме того, многие виды являются объектами промысла и используются в пищу человеком, и изучение влияния загрязнения на их метаболизм имеет практическое значение. Поэтому в настоящем обзоре мы рассмотрим молекулярные эффекты НУ у представителей этих двух групп морских организмов.
В основе биохимической адаптации животных к действию большинства органических поллютантов лежат реакции трансформации последних в мембранных структурах клетки. Производные НУ, попавшие в организм, претерпевают две фазы метаболизма. Первая — монооксигеназное окисление, в ходе которого исходные вещества приобретают реакционно-способные группы (гидроксильные, эпоксидные и др.) (Mansuy, 1998). Во второй фазе биотрансформации происходят реакции, связанные с конъюгацией окисленных химических веществ. В результате образуются высокомолекулярные гидрофильные соединения, которые удаляются из организма с продуктами выделительной системы.
Однако некоторые реакции приводят к образованию продуктов, более токсичных, чем исходные. Этот процесс известен как биоактивация (Guengerich, Liebler, 1985). Данный путь превращения промежуточных метаболитов, как показано во многих исследованиях, вызывает канцерогенные, мутагенные и тератогенные эффекты (Conney, 1982; Wolf, 1986; Гуляева, 2000).
Влияние нефти на монооксигеназную систему морских рыб и моллюсков
Ферменты семейства цитохрома P450, локализованные в митохондриях и гладком эноплазматическом ретикулуме, участвуют в важнейших физиологических процессах, включая биосинтез и метаболизм стероидов, жирных кислот и простагландинов (Арчаков, 1985). В настоящее время известно, что цитохромы Р450 представляют собой структурно и функционально различные изоферменты. Они кодируются большим суперсемейством генов, которое разделено на семейства, подсемейства и индивидуальные гены (Гуляева и др., 1994). Специфическая индукция определенных форм при экспозиции организмов тем или иным химическим веществом — одно из важнейших свойств цитохрома Р450, приобретенных в процессе эволюции. Семейство цитохромов Р4501А имеет особое значение, так как метаболизирует наиболее распространенные классы канцерогенов. Так, помимо метаболизма эндогенных соединений, микросомальные ферменты цитохрома Р450 катализируют реакции биотрансформации и детоксика-ции многих органических поллютантов, включая НУ, диоксины и пестициды (Moore et al., 1987; Den Besten, 1998). Специфические цитохром Р450-зависимые моно-оксигеназы, такие как этоксирезоруфин-О-диэтилаза (ЭРОД, единицы измерения активности — пмоль резоруфина/мин/мг белка) и бенз(а)пирен-гидрокси-лаза (БПГ, единицы измерения — пмоль бенз(а)пирена/мин/мг белка) являются индикаторами присутствия в среде подобных веществ. Измерение ответной реакции цитохрома Р450 через индуцированную каталитическую активность этих ферментов или иммунохимическими методами широко используется в качестве специфического биомаркера на этот тип загрязнения у рыб и двустворчатых моллюсков (Ляхович, Цырлов, 1981; Livingstone et al., 1995; Addison, 1996; Goks0yr et al., 1996; Whyte et al., 2000; Van der Oost et al., 2003).
УВ сырой нефти в разной степени влияют на монооксигеназную активность. В экспериментах на рыбах показано (Lee, Anderson, 2005), что наибольшую индукцию вызывают высокомолекулярные вещества с 4-6 ароматическими кольцами, такие как бенз(а)пирен, бенз(Юфлюорантрен, дибенз^^антрацен, обладающие канцерогенными свойствами (Лазарев, 1976). Однако эти соединения, как
правило, содержатся во многих видах нефти в незначительных концентрациях (Eufemia et al., 1997; Page е! al., 2002). Следовательно, опыты с бенз(а)пиреном являются не лучшей моделью для изучения воздействия НУ.
Более адекватные результаты дают вещества с 2-3 ароматическими кольцами, такие как фенантрен, флюорантен и нафталин (Hylland, 2006). Содержащиеся в нефти в большем количестве представители этого класса полиароматических углеводородов (ПАУ) вызывают увеличение количества цитохрома Р450 1А (Miller et al., 2004), но не индуцируют ЭРОД (Jung et al., 2001; Hawkins et al., 2002). Однако продукты их фотоокисления, такие как хиноны, оказывают подобное действие (Schirmer et al., 2001) и часто являются более токсичными, чем исходные вещества (Oris, Giesy, 1985; Ankley et al., 1994; Pelletier et al., 1997; Spehar et al., 1999). Вместе с тем эти продукты хорошо растворимы в воде и легко подвергаются деградации в окружающей среде. Таким образом, продукты фотоокисления НУ вносят свой вклад в воздействие нефти на гидробионтов на молекулярном уровне.
Во многих исследованиях показано, что активность ЭРОД и БПГ у рыб увеличивается в течение нескольких суток после поступления нефти в водоем и достигает максимума через 2-3 мес. У некоторых видов рыб активность ЭРОД в загрязненном нефтью районе увеличивалась до 16 раз по сравнению с фоновым (Galgani et al., 1991). Активность снижается до исходного уровня в течение одного года или менее при отсутствии хронического воздействия. Так, активность ЭРОД в печени лосося, выловленного через 11 и 51 день после разлива нефти с танкера "Braer" в Северном море, варьировала от 200 до 275 ед. К 66-му дню активность снизилась до 150, а через 114 дней — до 50 ед. (Ritchie, O'Sullivan, 1994). Активность БПГ у мальмы Salmo malma из бухты Snug Harbor, которая была загрязнена нефтью в 1989 г., снизилась с 240 до 90 ед. соответственно через 120 и 460 дней после разлива. Однако активность этого фермента у камбалы Pleuronectes bilineatus из того же района не снижалась на протяжении 120, 460 и 769 дней после разлива и оставалась на уровне 200-250 ед. (Collier et al., 1996). Это, по мнению исследователей, связано с тем, что в зоне обитания этого вида нефть сохранялась более длительное время. Активность ЭРОД в печени камбал Limanda limanda и P. platessa из района разлива с танкера "Sea Empress" оставалась повышенной в течение 3 мес (Kirby et al., 1999). Активность системы цитохрома Р450 у рыб из районов Аляски, загрязненных нефтью при разливе с танкера "Exxon Valdez", была повышена даже через 10 лет после инцидента. Высокие концентрации метаболитов ПАУ в желчи этих рыб подтверждали продолжающееся воздействие на них остаточного количества нефти (Jewett et al., 2002).
Как правило, у рыб из районов нефтяных разливов наблюдается увеличение монооксигеназной активности по сравнению с рыбами из фоновых акваторий. У рыб из разных районов зал. Галвестон (Техас, США), загрязненного ПАУ, определяли активность отдельных биомаркеров (Willett et al., 1997). У сомика Arius felis индукция Р450-зависимых ферментов варьировала в широких пределах, однако наблюдалось достоверное увеличение концентраций углеводородных метаболитов в желчи у рыб из загрязненных акваторий по сравнению с более чистыми. У волнистого горбыля Micropogon undulatus из тех же районов залива активность биомаркеров, включая ЭРОД, была выше на загрязненных станциях, также как и концентрация желчных метаболитов ПАУ. Повышенные уровни цитохрома Р450 были зафиксированы в печени рыб после аварий танкеров "Exxon Valdez" и "Braer" (Ritchie, O'Sullivan, 1994; Carls et al., 1996). После обширного разлива нефти с танкера "Prestige" у берегов Испании в ноябре 2002 г. у рыб из импактных районов определяли активность различных молекулярных биомаркеров (Martínez-Gómez et al., 2006). Активность ЭРОД у камбалы Lepidorhombus boscii и пескарки Callionymus lyra была достоверно повышена в соответствии с градиентом загрязнения.
Вместе с тем некоторые исследователи не отмечают существенных различий в активности системы цитохрома P450 у рыб из загрязненных нефтью и чистых районов. Так, после аварийного разлива нефти у берегов Финляндии проводили мониторинг загрязнения по активности системы биотрансформации в печени окуня Perca fluviatilus из этого района в сравнении с фоновыми (Lindström-Seppä, 1988). Была зафиксирована лишь небольшая индукция монооксигеназной активности у рыб из загрязненной акватории через 4 мес после разлива. В лабораторных экспериментах по изучению воздействия нефтепродуктов на рыб этого вида ответная реакция проявлялась быстро и была хорошо выражена. Отсутствие реакции со стороны ферментов первой фазы биотрансформации, по мнению авторов, может быть связано с преобладанием в нефти ПАУ с 2-3 кольцами. Как отмечалось выше, низкомолекулярные ПАУ практически не индуцируют монооксигеназную систему, а, по некоторым данным, даже ингибируют активность ферментов (Willett et al., 2001). У камбал Pseudopleuronectes americanus из загрязненного нефтепродуктами района Ньюфаундленда не было обнаружено повышения монооксигеназной активности в печени, однако значительная индукция ферментов наблюдалась в почках (Payne et al., 1984). Следовательно, использование печени в качестве единственного органа-мишени в биомаркерных исследованиях может привести к ошибочному заключению об отсутствии эффектов и недооценке токсичности.
После поступления нефти в среду обитания гидробионтов НУ могут попадать в организм из воды путем пассивной диффузии через полупроницаемые мембраны жабр или через кожу. Воздействие через частицы пищи связано с абсорбцией липофильных компонентов мембранами пищеварительного тракта (Spacie, Hamelink, 1985). Существует мнение, что воздействие через воду оказывает более существенное влияние на организмы, чем поступление нефтепродуктов с пищей (Lemaire et al., 1992; Neff, Burns, 1996). По-видимому, это обусловлено большей биодоступностью растворенной фракции нефти. Для изучения воздействия нефти на организмы через воду в экспериментальных условиях используют водорастворимые фракции нефти либо эмульсию нефти в воде. Концентрации нефтепродуктов 30-300 мкг/л обычно вызывают индукцию монооксигеназной активности (Nava, Engelhardt, 1982; Goks0yr et al., 1991; Thomas et al., 1997; Sturve et al., 2006). При этом за увеличением следует достаточно быстрое снижение до первоначального уровня после помещения рыб в чистую воду, что свидетельствует об обратимости произошедших изменений метаболизма. Так, у лосося Salmo salar, помещенного в эмульсию НУ с концентрацией 250 мкг/л, значительное увеличение активности ЭPOД наблюдалось через два дня. После переноса рыб в чистую морскую воду активность снизилась до контрольных значений через 4 дня (Gagnon, Holdway, 1998). Однако есть и другие примеры. Активность БПГ у кижуча Oncorhynchus kisutch после воздействия 350 мкг/л сырой нефти в течение 10 дней была такой же, как у контрольных рыб (Collodi et al., 1984). По-видимому, это обусловлено различием в пороговых концентрациях, вызывающих эффект у данного вида, и особенностями метаболизма тест-организмов.
При поступлении нефти в организм рыб с пищей также наблюдается повышение монооксигеназной активности (Ritchie, O'Sullivan, 1994; George et al., 1995), причем в клетках как печени, так и кишечного эпителия.
Неоднозначные результаты получены при изучении взаимосвязи между содержанием ПАУ в донных отложениях и активностью P450-завиcимых ферментов. Камбал P. americanus на 4 мес помещали к грунтам, содержащим свежую и выветренную венесуэльскую сырую нефть (2,6 мг/г). Активность БПГ в печени рыб увеличилась в 12 раз по сравнению с контролем (Payne, Fancey, 1982). Однако у камбал, которых держали на грунтах, содержащих 1 мг/г сырой нефти, не было выявлено увеличения активности ЭPOД в печени (Ritchie, O'Sullivan, 1994). Камбал Pleuronichthys verticalis в течение 7 дней подвергали воздей-
251
ствию грунтов из района естественного выхода нефти, содержащих до 105 мкг/г ПАУ (Roy et al., 2003). Увеличение содержания цитохрома Р450 1А в печени рыб наблюдалось только при этой максимальной концентрации. Однако у рыб было отмечено уменьшение содержания эстрадиола в плазме. У мидий Mytilus edulis под воздействием североморской нефти происходило увеличение сульфатации эстрадиола в гепатопанкреасе (Lavado et al., 2006). Эти результаты демонстрируют, что в некоторых случаях процессы стероидогенеза могут быть не менее показательны при оценке влияния НУ, чем ферментные системы детоксикации.
Таким образом, у рыб система биотрансформации развита очень хорошо, и по активности ферментов I фазы монооксигеназного окисления в их органах можно получить достоверную информацию о присутствии в среде НУ. Именно поэтому большинство подобных работ выполнено на рыбах. Благодаря активному метаболизму происходит достаточно быстрая деградация токсикантов в организме, и корреляции содержания аренов в печени с активностью ЭРОД практически не наблюдается (Van der Weiden et al., 1994).
Однако рыбы могут служить индикаторами нефтяного загрязнения на относительно обширной акватории. Так, признаки нефтяного воздействия были отмечены у минтая Theragra chalcogramma, отловленного на расстоянии более 640 км от места крушения танкера "Exxon Valdez" (Collier et al., 1996). В отличие от рыб, состояние метаболизма прикрепленных или малоподвижных моллюсков отражает ситуацию в конкретном месте обитания.
Молекулярные биомаркеры нефтяного воздействия изучались на примере прикрепленных и зарывающихся двустворчатых моллюсков из загрязненных акваторий. Концентрация поллютантов в их мягких тканях коррелировала с индукцией цитохрома Р450 и антиоксидантных ферментов в гепатопанкреасе (Sole et al., 1994). Аналогичная закономерность наблюдалась и для мидий Mytilus edulis, собранных на 5 станциях у побережья Испании через 6 мес после разлива нефти с танкера "Aegean Sea" (Sole et al., 1996). В органах моллюсков, собранных ближе к месту разлива, было обнаружено повышенное содержание ПАУ, а их специфические химические соотношения отражали преобладание продуктов деградации нефти.
Известно, что двустворчатые моллюски-фильтраторы отличаются способностью накапливать ПАУ без их заметного метаболического разложения (Патин, 2001). Для выяснения возможности биотрансформации нефти в процессе ее метаболизма моллюсками сравнивали состав ароматических УВ нефтяной эмульсии и продуктов выведения мидий (Биологические аспекты ..., 1988). Для этого мидий Mytilus galloprovincialis помещали в эмульсию с содержанием нефти 30-40 мл/л на 6 сут. Результаты показали, что по составу ароматических УВ они были достаточно сходны, преобладали вещества с 2-3 ароматическими кольцами. Это позволяет предполагать, что сами мидии не участвуют в значительном преобразовании ароматических УВ. Ряд авторов отмечает, что у моллюсков низкая по сравнению с позвоночными активность гидроксилирую-щих ферментов, способствующих окислению УВ (Narbonne et al., 1991; Livingstone, 1993). Недостаточная скорость метаболизма аренов ведет к тому, что единственным способом защиты от антропогенных УВ является медленное выведение их из организма.
Таким образом, интенсивность окислительных реакций метаболизма органических молекул зависит как от вида животных, так и от особенностей состава и состояния нефтепродуктов, а также от путей их поступления в организм, концентрации и степени биодоступности. Кроме того, на действие НУ значительное влияние оказывают такие факторы среды, как температурный режим, солнечная радиация, гидрологические условия, поэтому эффекты воздействия могут значительно различаться у одних и тех же видов в разных климатических зонах (Whyte et al., 2000; Lee, 2005; Hylland, 2006).
Влияние нефти на активность II фазы биотрансформации и антиоксидантную систему морских рыб и моллюсков
Помимо ферментов моноксигеназной системы, в детоксикации поллютантов принимают участие и ферменты так называемой II фазы окислительного метаболизма, осуществляющие реакции конъюгации. Электрофильные интермедиаты, продуцируемые в ходе монооксигеназных реакций, являются субстратами глу-татион^-трансферазы (Г-S-T) и других ферментов и в ходе реакции с глутати-оном превращаются в безвредные продукты. Г-S-T также способна необратимо (ковалентно) связывать различные ксенобиотики, являясь, таким образом, белком-нейтрализатором или транспортным белком (Ketterer, Meyer, 1989). Кроме того, фермент обладает антиоксидантными свойствами и регулирует процессы образования свободных радикалов и перекисного окисления липидов мембран (Leaver, George, 1998; Leiers et al., 2003). Известно множество изоформ Г-S-T, кодируемых различными генами, причем разные изоформы имеют различные субстраты. Предполагают, что неспецифичность к субстратам обусловлена суммированием активностей разных изоформ при условии, что сами изоформы значительно более субстратспецифичны (Martinez-Lara et al., 1996; Salinas, Wong, 1999). Как правило, наиболее высокие значения активности Г-S-T отмечаются в печени (гепатопанкреасе), как ключевом органе биотрансформации ксенобиотиков у моллюсков и рыб (Lemaire et al., 1996; Birmelin et al., 1998).
Достоверное повышение активности данного фермента было выявлено в жабрах мидий Bathymodiolus и Modiolus modiolus из Мексиканского залива, загрязненного НУ (Willett et al., 2000), а также в печени горбыля M. undulatus из наиболее загрязненных участков зал. Галвестон, где общее содержание ПАУ углеводородов в донных осадках превышало 1000 нг/г (Willett et al., 1997). Активность Г-S-T была значительно повышенна у рыб С. lyra и L. boscii из акваторий, наиболее загрязненных нефтью после аварии танкера "Prestige" (Martínez-Gómez et al., 2006).
Влияние сублетальных концентраций водорастворимых фракций нефти на защитную ферментную систему двустворчатых моллюсков исследовали на примере устриц Pinctada imbricata (Nusetti et al., 2004). После кратковременного воздействия (7 дней) активность Г-S-T в гепатопанкреасе была значительно повышенна, тогда как в мантии пониженна.
В эксперименте с устрицами Crassostrea rhizophorae из мангровых лесов Бразилии изучали влияние дизельного топлива на активность некоторых ферментов при различной солености (Zaccaron da Silva et al., 2005). Концентрация нефтепродукта составляла 0,01, 0,1 и 1,0 мл/л, время экспозиции — 7 дней, после чего моллюсков содержали в чистой воде 24 ч или 7 дней. Результаты эксперимента показали, что активность Г-S-T увеличивалась в прямой зависимости от концентрации поллютанта при солености 15-25 %% и оставалась повышенной даже после 7 дней в чистой воде. Изменения активности других изученных ферментов — глюкозо-6-фосфатдегидрогеназы, каталазы и ацетилхолинэсте-разы — отмечено не было.
Одно из важнейших мест в реакции организма на воздействие токсичных соединений, в том числе НУ, занимают свободнорадикальные процессы, включающие образование активных форм кислорода, интенсификацию перекисного окисления липидов, деструкцию мембран, повреждение ДНК и белков (Прайор, 1979; Livingstone, 1993; Ляхович и др., 2005). Активность антиоксидантной системы и процессов биотрансформации поллютантов является достаточно чувствительным индикатором функционального состояния организмов и в определенной степени — среды их обитания (Van der Oost et al., 2003).
Одним из основных компонентов антиоксидантной системы является три-пептид глутатион (GSH), имеющий в своем составе одну сульфгидрильную группу. Наряду с серосодержащими аминокислотами он защищает клетки от
гидроксила ОН- (Glutathione ..., 2001). Конъюгация ксенобиотиков и продуктов их трансформации с GSH — безусловный путь детоксикации (Москвичев и др., 2002). Кроме того, GSH входит в состав глутатион-зависимых ферментов, образующих глутатионовую систему, которая является мощным механизмом защиты организма от окислительного стресса. Эта система включает, помимо Г-S-T, глу-татионредуктазу и глутатионпероксидазу.
Глутатионредуктаза (GR) катализирует реакцию восстановления дисуль-фидной формы GSH в сульфгидрильную за счет НАДФН. Для двустворчатых моллюсков из загрязненных районов характерно пониженное содержание GSH в жабрах и гепатопанкреасе при высокой активности GR, что свидетельствует о расходовании субстрата и напряженном функционировании ферментной системы (Regoli, 1998).
Глутатионпероксидаза (G-Px), имеющая в составе активного центра различные микроэлементы, инактивирует перекиси липидов. Предполагают также, что этот фермент защищает организм от Н2О2 и органических перекисей, которые в больших количествах образуются в аэробных клетках в ходе окислительно-восстановительных реакций (Winstone, Di Giulio, 1991).
В клетках гидробионтов присутствуют и другие антиоксидантные ферменты, действие которых направлено на удаление потенциально опасных соединений, обладающих высоким деструктивным окислительным потенциалом. Среди них основными являются каталаза и супероксиддисмутаза.
Каталаза присутствует в клетках всех аэробных организмов, с максимальным содержанием в эритроцитах и печени (Руднева, 2003). Этот фермент катализирует разложение перекиси водорода до молекулярного кислорода и воды. В лабораторных экспериментах показано изменение активности данного фермента у двустворчатых моллюсков, а также рыб, при воздействии различных загрязнителей: НУ (Cajaraville et al., 1992; Zhang et al., 2003), полихлорированных пестицидов (Krishnakumar et al., 1997), металлов (Regoli et al., 1998), а также комплексного загрязнения морской среды (Livingstone et al., 1992; Di Gulio et al., 1993).
Супероксиддисмутаза (СОД) защищает организм от действия супероксидных анион-радикалов (О2-), катализируя реакцию их дисмутации: О2- + О2- + + 2Н+ ^ О2 + Н2О2. Образующаяся перекись водорода инактивирует СОД. Если же в инкубационной среде присутствует каталаза, разлагающая Н2О2, то СОД не теряет своей активности даже после дисмутирования более 1000 супероксидных радикалов, приходящихся на 1 М фермента (Кесельман и др., 1997). Согласованная работа этих ферментов подавляет инициацию образования перекисей, поддерживая концентрацию супероксида на минимальном уровне.
Безусловно, ответная реакция любого из биомаркеров на различные дозы токсикантов должна быть оценена в течение оптимального промежутка времени. В отдельных случаях была описана линейная зависимость доза—эффект (Stagg et al., 1998), однако чаще она более сложная. Так, Ансалдо с соавторами (Ansaldo et al., 2005) исследовали изменение активности антиоксидантных ферментов и возникающие окислительные повреждения у антарктического брюхоногого моллюска Nacella concinna при воздействии дизельного топлива (ДТ). Активность Г-S-T и каталазы за время эксперимента достоверно не отличалась от контроля, однако в среднем показатели в экспериментальных группах были выше, особенно после 168 ч воздействия. Активность G-Px в течение 48 ч эксперимента не отличалась от контроля, а после 168 ч была достоверно повышенна у животных, подвергавшихся действию 0,1 %-ного раствора ДТ. Активность СОД в гепатопанкреасе моллюсков, содержавшихся в воде с 0,05 %-ным ДТ, не менялась на протяжении эксперимента и не отличалась от контроля, тогда как в воде с 0,1 %-ным ДТ она увеличилась многократно через 48 ч, но снизилась до первоначального уровня через 168 ч. Также зафиксировано достоверное увеличение перекисного окисления липидов и окисления белков после 168 ч эксперимента,
254
причем более значительное при минимальной концентрации ДТ. Отсутствие эффекта при низких концентрациях авторы связывают с существованием порога образования активных форм кислорода, по достижении которого организму требуется более активное функционирование компенсаторных механизмов для выживания в стрессовых условиях. Предполагают, что этот порог достигается при более длительном воздействии. При более высоких дозах токсиканта первичная реакция организма может выразиться в снижении активности ферментов, за которым следует активация антиоксидантной системы.
Это отчасти подтверждается исследованиями Жанга с соавторами (Zhang et al., 2003). При изучении влияния низких концентраций ДТ (от 0,005 до 1,0 мг/л) на антиоксидантную систему личинок Carassius auratus в течение 40 дней показано, что при минимальной концентрации ДТ активность ферментов не увеличивается, тогда как при концентрации 0,01 мг/л она заметно повышается и длительно поддерживается на высоком уровне. При более высоких концентрациях активность снижается. Такая закономерность наблюдалась для каталазы, СОД, селен-зависимой G-Px, концентрации восстановленного GSH. При этом величина двух последних показателей оставалась выше контрольных значений, тогда как остальных — ниже. Авторы заключают, что при повышенном содержании нефтепродуктов в среде GSH и G-Px играют ключевую роль в детоксикации. Активность Г-S-T при 0,005 мг/л достоверно не отличалась от таковой у контрольных животных, а при более высоких концентрациях была несколько ниже. Активность этого фермента не менялась и в печени бельдюги Zoarces viviparus при воздействии тяжелых фракций нефти (Celander et al., 1994). Таким образом, ответная реакция на НУ со стороны Г-S-T может быть различной у разных видов при неодинаковых условиях воздействия.
В эксперименте по изучению влияния североморской нефти на ювенильных особей атлантической трески Gadus morhua было отмечено увеличение содержания окисленного глутатиона, а также активности GR и каталазы (Sturve et al., 2006). При этом не наблюдалось интенсификации перекисного окисления липидов.
При изучении активности каталазы у личинок черноморского снетка Atherina hepsetus достоверно показано, что активность каталазы может служить характеристикой состояния рыб в условиях с различной степенью антропогенной нагрузки (Шахматова, 2000). Наиболее высокой активностью каталазы отличались личинки, выловленные в районе нефтегавани, где часто случались разливы нефтепродуктов.
У камбал Paralichthys olivaceus изучали изменение активности защитных ферментных систем при воздействии фенантрена в концентрациях 0,5, 1,0 и 2,0 мкМ (Jee, Kang, 2005). Активность Г-S-T, каталазы, GR и G-Px была достоверно повышенна в печени, почках и жабрах после 2 и 4 нед эксперимента.
После переноса мидий Perna viridis из относительно чистой акватории Гонконга в загрязненную нефтепродуктами на 30 дней наблюдалось повышение активности большинства изученных антиоксидантных параметров (каталаза, G-Px, GR, GSH) в жабрах и гепатопанкреасе и положительная корреляция с содержанием в тканях бенз(а)пирена и общим содержанием полиароматических углеводородов (Cheung et al., 2001). Следовательно, ПАУ, в частности бенз(а)пирен, относятся к загрязнителям, способным вызывать увеличение продукции свободных радикалов в клетках. При этом не наблюдалось увеличения перекисного окисления липидов, что свидетельствует об эффективной защите организма от окислительного стресса.
Наиболее чувствительными к загрязнению оказываются те животные, анти-оксидантная система которых недостаточно развита в силу каких-либо индивидуальных особенностей организма либо ее реакция запаздывает (Pena-Llopis et al., 2001). У мидий M. edulis из акваторий у побережья Испании не было зафиксировано достоверных различий в активности Г-S-T и СОД между загрязненны-
255
ми нефтью и более чистыми районами (Sole et al., 1996). При этом у моллюсков, собранных ближе к месту разлива, отмечен достоверно повышенный уровень перекисного окисления липидов, что свидетельствует о прооксидантных эффектах нефти.
Таким образом, воздействие углеводородов нефти изменяет баланс в организме в сторону окислительного стресса, однако при умеренном загрязнении индукция антиоксидантной системы способствует поддержанию этого процесса на относительно безопасном уровне.
Молекулярные эффекты нефти проявляются и на уровне нуклеиновых кислот. Так, было отмечено нарушение целостности ДНК у рыб из загрязненного нефтью района (Martínez-Gómez et al., 2006).
Мидий M. galloprovincialis в течение 12 дней содержали в воде, содержавшей сырую нефть, собранную у побережья Галисии (Испания) после крушения танкера "Prestige" (Perez-Cadahia et al., 2004). Концентрация ПАУ составляла 55,142 мкг/л. После эксперимента у моллюсков наблюдалось достоверное увеличение частоты повреждений ДНК. Частота подобных нарушений у камбал находилась в прямой зависимости от концентрации высокомолекулярных ПАУ в грунтах (Roy et al., 2003). Уровень аддуктов (сшивок) ДНК в печени рыб и гепатопанкреасе ракообразных коррелировал с присутствием в среде ПАУ, в том числе канцерогенных (Shaw, Connel, 2001).
Таким образом, рассмотренные результаты экспериментов и полевых наблюдений позволяют установить универсальность механизма действия нефтепродуктов на различные виды гидробионтов. При воздействии углеводородов нефти у животных часто отмечается увеличение активности цитохром Р450-зависимых монооксигеназ и других ферментных систем. Во многих случаях после нефтяных разливов повышение этих параметров является временным. Высокие уровни сохраняются в течение нескольких месяцев, затем происходит снижение до исходных величин в пределах одного года. При хроническом загрязнении повышенная активность биомаркеров сохраняется в течение всего периода нахождения нефти в среде. Эти показатели позволяют выявлять наличие химического стресса у живых организмов в морских экосистемах. Зная его источники и влияние на компоненты биологических систем, можно более эффективно прогнозировать и регулировать состояние морских экосистем, чтобы улучшить и сохранить качество окружающей среды.
Литература
Алякринская И.О. О поведении и фильтрационной способности черноморской мидии Mytilus galloprovincialis в воде, загрязненной нефтью // Зоол. журн. — 1966. — Т. 45. — С. 998-1003.
Арчаков А.И. Микросомальное окисление. — М.: Наука, 1985. — 327 с.
Биологические аспекты нефтяного загрязнения морей. — Киев: Наук. думка, 1988. — 284 с.
Гуляева Л.Ф. Ферменты биотрансформации ксенобиотиков в химическом канцерогенезе. — Новосибирск, 2000. — 84 с.
Гуляева Л.Ф., Гришанова А.Ю., Громова О.А. и др. Микросомная монооксиге-назная система живых организмов в биомониторинге окружающей среды. — Новосибирск, 1994. — 101 с. (Аналит. обзор / ГПНТБ СО РАН. Сер. Экология.)
Каретникова Е.А., Жиркова А.Д. Миграция n-алканов дизельного топлива по трофической цепи: бактерии—инфузории // Изв. РАН. Сер. биол. — 2005. — № 3. — С. 375-379.
Кесельман М.Л., Милютина Н.П., Кузнецова Л.Я., Ракитский В.Н. Свобод-норадикальные процессы в механизме действия и диагностике пестицидной интоксикации ихтиофауны. — Ростов-на-Дону: Гефест, 1997. — 120 с.
Купцис И.Д. Дальнейшие исследования относительно вредных свойств нефти и ее продуктов для рыб и животных // Вестн. рыб. пром-сти. — 1901. — № 5. — С. 245-317.
Лазарев Н.В. Вредные вещества в промышленности. Ч. 1. — Л.: Химия, 1976. — 591 с.
Ляхович В.В., Вавилин В.А., Зенков Н.К., Меньщикова Е.Б. Активированные кислородные метаболиты в монооксигеназных реакциях // Бюл. СО РАМН. — 2005. — № 4. — С. 7-12.
Ляхович В.В., Цырлов И.Б. Индукция ферментов метаболизма ксенобиотиков. — Новосибирск: Наука. Сиб. отд-ние, 1981. — 240 с.
Москвичев Д.В., Левина И.Л., Живонкина В.И., Шепило В.Ю. Активность глутатионтрансферазы у гидробионтов при воздействии азоловых пестицидов // Основные проблемы рыбного хозяйства и охраны рыбохозяйственных водоемов азово-черно-морского бассейна. — М., 2002. — С. 613-619.
Немировская И.А. Углеводороды в океане. — М.: Науч. мир, 2004. — 328 с.
Патин С.А. Нефть и экология континентального шельфа. — М.: ВНИРО, 2001. — 247 с.
Прайор У. Роль свободнорадикальных реакций в биологических системах // Свободные радикалы в биологии. — М.: Мир, 1979. — С. 3-13.
Руднева И.И. Эколого-физиологические особенности антиоксидантной системы рыб и процессов перекисного окисления липидов // Успехи соврем. биол. — 2003. — T. 123. — С. 391-400.
Черкашин С.А. Отдельные аспекты влияния углеводородов нефти на рыб и ракообразных // Вестн. ДВО РАН. — 2005. — № 3. — С. 83-91.
Шахматова О.А. Активность каталазы личинок рыб как показатель качества морской среды // Экология моря. — 2000. — Т. 51. — С. 52-54.
Adams S.M. Biomarker/bioindicator response profiles of organisms can help differentiate between sources of anthropogenic stressors in aquatic ecosystems // Biomarkers. — 2001. — Vol. 6, № 1. — P. 33-44.
Addison R.F. The use of biological effects monitoring in studies of marine pollution // Environ. Res. — 1996. — Vol. 4. — P. 225-237.
Ankley G.T., Collyard S.A., Monson P.D., Kosian P.A. Influence of ultraviolet light on the toxicity of sediments contaminated with polycyclic aromatic hydrocarbons // Environ. Toxicol. Chem. — 1994. — Vol. 11. — P. 1791-1796.
Ansaldo M., Najle R., Luquet C.M. Oxidative stress generated by diesel seawater contamination in digestive gland of the Antarctic limpet Nacella concinna // Mar. Environ. Res. — 2005. — Vol. 59. — P. 381-390.
Birmelin C., Mitchelmore C.L., Goldfarb P.S., Livingstone D.R. Characterisation of biotransformation enzyme activities and DNA integrity in isolated cells of the digestive gland of the common mussel, Mytilus edulis L. // Comp. Biochem. Physiol. — 1998. — Vol. 120A. — P. 51-56.
Cajaraville M.P., Uranga J.A., Angulo E. Comparative effects of the water accommodated fraction of three oils on mussels-3. Quantitative histochemistry of enzymes related to the detoxication metabolism // Comp. Biochem. Physiol. — 1992. — Vol. 103C. — P. 369-377.
Carls M.G., Wertheimer A.C., Short J.W. et al. Contamination of juvenile pink and chum salmon by hydrocarbons in Prince William Sound after the Exxon Valdez oil spill // American Fisheries Society Symposium 18. — Bethesda, Maryland, USA, 1996. — P. 593-607.
Celander M., Nat C., Broman D., Forlin L. Temporal aspects of induction of hepatic cytochrome P450 1A and conjugating enzymes in the viviparous blenny (Zoarces viviparus) treated with petroleum hydrocarbons // Aquat. Toxicol. — 1994. — Vol. 29. — P. 183-196.
Cheung C.C.C., Zheng G.J., Li A.M.Y. et al. Relationships between tissue concentrations of polycyclic aromatic hydrocarbons and antioxidative responses of marine mussels Perna viridis // Aquat. Toxicol. — 2001. — Vol. 52. — P. 189-203.
Collier T.K., Krone C.A., Krahn M.M. et al. Petroleum exposure and associated biochemical effects in subtidal fish after the Exxon Valdez oil spill // American Fisheries Society Symposium 18. — Bethesda, Maryland, USA, 1996. — P. 671-683.
Collodi P., Stekoll M.S., Rice S.D. Hepatic aryl hydrocarbon hydroxylase activities in coho salmon (Oncorhynchus kisutch) exposed to petroleum hydrocarbons // Comp. Biochem. Physiol. — 1984. — Vol. 79C. — P. 337-341.
Conney A.H. Induction of microsomal enzymes by foreign chemicals and carcinogenesis by polycyclic aromatic hydrocarbons // Cancer Res. — 1982. — Vol. 42. — P. 4875-4917.
De Maagd P.G.-J., Vethaak A.D. Biotransformation of PAHs and their carcinogenic effects in fish // The Handbook of Environmental Chemistry. — B.: Springer-Verlag, 1998. — Vol. 3, pt J. — P. 265-309.
Den Besten P.J. Cytochrome P450 monooxygenase system in ehinoderms // Comp. Biochem. Physiol. — 1998. — Vol. 121C. — P. 139-146.
Di Giulio R.T., Habig C., Gallagher E.P. Effects of Black Rock Harbor sediments on indices of biotransformation, oxidative stress, and DNA integrity in channel catfish // Aquat. Toxicol. — 1993. — Vol. 26. — P. 1-22.
Djomo J.E., Dauta A., Ferrier V. et al. Toxic effects of some major polyaromatic hydrocarbons found in crude oil and aquatic sediments on Scenedesmus subspicatus // Water Res. — 2004. — Vol. 38. — P. 1817-1821.
Eufemia N.A., Collier T.K., Stein J.E., Watson D.E. Biochemical responses to sediment-associated contaminants in brown bullhead (Ameriurus nebulosus) from the Niagara River ecosystem // Ecotoxicology. — 1997. — Vol. 6. — P. 13-34.
Gagnon M.M., Holdway D.A. MFO induction in Atlantic salmon (Salmo salar) during and after exposure to Bass Strait crude oil // Austral. J. Ecotoxicol. — 1998. — Vol. 4. — P. 29-35.
Galgani F., Bocquene G., Lucon M. et al. EROD measurements in fish from the northwest part of France // Mar. Pollut. Bull. — 1991. — Vol. 22. — P. 494-500.
George S.G., Christiansen J.S., Killier B., Wright J. Dietary crude oil exposure during sexual maturation induces hepatic mixed function oxygenase (CYP1A) activity at very low environmental temperatures in Polar cod Boreogadus saida // Mar. Ecol. Prog. Ser. — 1995. — Vol. 122. — P. 307-312.
Glutathione, redused (GSH): Monograph // Alternat. Med. Res. — 2001. — Vol. 6. — P. 601-607.
Goks0yr A., Beyer J., Egaas E. et al. Biomarker responses in flounder (Platichthys flesus) and their use in pollution monitoring // Mar. Pollut. Bull. — 1996. — Vol. 33. — P. 36-45.
Goks0yr A., Solberg T.S., Serigstad B. Immunochemical detection of cytochrome P450IA1 induction in cod larvae and juveniles exposed to a water soluble fraction of North Sea crude oil // Mar. Pollut. Bull. — 1991. — Vol. 22. — P. 122-127.
Guengerich F.P., Liebler D.C. Enzymatic activation of chemicals to toxic metabolites // Crit. Rev. Toxicol. — 1985. — Vol. 14. — P. 259-307.
Hawkins S.A., Billiard S.M., Tabash S.P. et al. Altering cytochrome P4501A activity affects polycyclic aromatic hydrocarbon metabolism and toxicity in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) // Environ. Toxicol. Chem. — 2002. — Vol. 21. — P. 1845-1853.
Heintz R.A., Short J.W., Rice S.D. Sensitivity of fish embryos to weathered crude oil: II. Increased mortality of pink salmon (Oncorhynchus gorbuscha) embryos incubating downstream from weathered Exxon Valdez crude oil // Environ. Toxicol. Chem. — 1999. — Vol. 18. — P. 494-503.
Hylland K. Polycyclic aromatic hydrocarbon (PAH) ecotoxicology in marine ecosystems // J. Toxicol. Environ. Health. — 2006. — Vol. 69A. — P. 109-123.
Jee J.H., Kang J.C. Biochemical changes of enzymatic defense system after phenan-threne exposure in olive flounder, Paralichthys olivaceus // Physiol. Res. — 2005. — Vol. 54. — P. 585-591.
Jewett S.C., Dean T.A., Woodin B.R. et al. Exposure to hydrocarbons 10 years after the Exxon Valdez oil spill: evidence from cytochrome P4501A expression and biliary FACs in nearshore demersal fishes // Mar. Environ. Res. — 2002. — Vol. 54. — P. 21-48.
Jung D.K.J., Klaus T., Fent K. Cytochrome P450 induction by nitrated polycyclic aromatic hydrocarbons, azaarenes, and binary mixtures in fish hepatoma cell line PLHC-1 // Environ. Toxicol. Chem. — 2001. — Vol. 20. — P. 149-159.
Ketterer B., Meyer D.J. Gluthathione transferases: A possible role in the detoxica-tion and repair of DNA and lipid hydroperoxides // Mutat. Res./Fund. Mol. Mech. of Mutagen. — 1989. — Vol. 214. — P. 33-40.
Kirby M.F., Neall P., Tylor T. EROD activity measured in flatfish from the area of the Sea Empress oil spill // Chemosphere. — 1999. — Vol. 38. — P. 2929-2949.
Krishnakumar P.K., Casillas E., Varanasi U. Cytochemical responses of the digestive tissue of Mytilus edulis complex exposed to microencapsulated PAHs or PCBs // Comp. Biochem. Phsiol. — 1997. — Vol. 118C. — P. 11-18.
258
Lavado R., Janer G., Porte C. Steroid levels and steroid metabolism in the Mussel Mytilus edulis: The modulating effect of dispersed crude oil and alkylphenols // Aquat. Toxicol. — 2006. — Vol. 78. — P. S65-S72.
Leaver M.J., George S.G. A piscine glutathione S-transferase which efficiently conjugates the end-products of lipid-peroxidation // Mar. Environ. Res. — 1998. — Vol. 46. — P. 71-74.
Lee R.F., Anderson J.W. Significance of cytochrome P450 system responses and levels of bile fluorescent aromatic compounds in marine wildlife following oil spills // Mar. Pollut. Bull. — 2005. — Vol. 50. — P. 705-723.
Leiers B., Kampkotter A., Grevelding C.G. et al. A stress-responsive glutathione S-transferase confers resistance to oxidative stress in Caenorhabditis elegans // Free Rad. Biol. Med. — 2003. — Vol. 34. — P. 1405-1415.
Lemaire P., Forlin L., Livingstone D. Responses of hepatic biotransformation and antioxidant enzymes to CYP1A-inducers (3-methylcholanthrene, P-naphthoflavone) in sea bass (Dicentrarchus labrax), dab (Limanda limanda) and rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) // Aquat. Toxicol. — 1996. — Vol. 36. — P. 141-160.
Lemaire P., Lemaire-Gony S., Berhaut J., Lafaurie M. The uptake, metabolism, and biological half-life of benzo[a]pyrene administered by force-feeding in sea bass (Dicentrarchus labrax) // Ecotoxicol. Environ. Safety. — 1992. — Vol. 23. — P. 244-251.
Lindstrom-Seppa P. Biomonitoring of oil spill in a boreal archipelago by xenobiotic biotransformation in perch (Perca fluviatilis) // Ecotoxicol. Environ. Safety. — 1988. — Vol. 15. — P. 162-170.
Livingstone D.R. Biotechnology and pollution monitoring: use of molecular biom-arkers in the aquatic environment // J. Chem. Tech. Biotechnol. — 1993. — Vol. 57. — P. 195-211.
Livingstone D.R., Archibald S., Chipman K.L. et al. Antioxidant enzymes in liver of dab Limanda limanda from the North Sea // Mar. Ecol. Prog. Ser. — 1992. — Vol. 91. — P. 97-104.
Livingstone D.R., Lemaire P., Matthews A. et al. Assessment of the impact of organic pollutants on goby (Zosterisessor ophiocephalus) and mussel (Mytilus gallopro-vincialis) from the Venice Lagoon, Italy: Biochemical studies // Mar. Environ. Res. — 1995. — Vol. 39. — P. 235-240.
Livingstone D.R., Moore M.N., Widdows J. Ecotoxicology: biological effects and their use in impact assessment // Pollution of the North Sea. An assessment. — B.: Springer-Verlag, 1988. — P. 624-637.
Mansuy D. The great diversity of reactions catalyzed by cytohromes P450 // Comp. Biochem. Physiol. — 1998. — Vol. 121C. — P. 5-14.
Martínez-Gómez C., Campillo J.A., Benedicto J. et al. Monitoring biomarkers in fish (Lepidorhombus boscii and Callionymus lyra) from the northern Iberian shelf after the Prestige oil spill // Mar. Pollut. Bull. — 2006. — Vol. 53. — P. 305-314.
Martinez-Lara E., Toribio F., Lopez-Barea J., Barcena J.A. Glutathione-S-trans-ferase isoenzyme patterns in the gilthead seabream (Sparus aurata) exposed to environmental contaminants // Comp. Biochem. Physiol. — 1996. — Vol. 113C. — P. 215-220.
McCarty J.F., Shugart L.R. Biomarkers of environmental contamination. — Boca Raton: Lewis Publ., 1990. — 457 p.
Miller K.A., Addison R.F., Bandiera S.M. Hepatic CYP1A levels and EROD activity in English sole: biomonitoring of marine contaminants in Vancouver Harbour // Mar. Environ. Res. — 2004. — Vol. 57. — P. 37-54.
Moore M.N., Livingstone D.R., Widdows J. et al. Molecular, cellular and physiological effects of oil-derived hydrocarbons on mollusks and their use in impact assessment. Phil // Trans. R. Soc. Lond. — 1987. — Vol. B316. — P. 603-623.
Narbonne J.F., Garrigues P., Ribera D. et al. Mixed-function oxygenase enzymes as tools for pollution monitoring: Field studies on the French coast of the Mediterranean sea // Comp. Biochem. Physiol. — 1991. — Vol. 100C. — P. 37-42.
Nava M.E., Engelhardt F.R. Induction of mixed function oxidases by petroleum in the American eel, Anguilla rostrata // Arch. Environ. Contam. Toxicol. — 1982. — Vol. 11. — P. 141-145.
Neff J.M., Burns W.A. Estimation of polycyclic aromatic hydrocarbon concentrations in the water column based on tissue residues in mussels and salmon: an equilibrium partitioning approach // Environ. Toxicol. Chem. — 1996. — Vol. 15. — P. 2240-2253.
259
Nusetti O.A., Marcano L., Zapata E. et al. Immunologic answers and of anti-rust enzymes in the oyster pearl Pinctada imbricata (molusca pteridae) exposed at levels subletales of fuel oil № 6 // Interciencia. — 2004. — Vol. 29. — P. 324-328.
Oris J.T., Giesy J.P. The photoenhanced toxicity of anthracene to juvenile sunfish (Lepomis spp.) // Aquat. Toxicol. — 1985. — Vol. 6. — P. 133-146.
Page D.S., Bence A.E., Burns W.A. et al. A holistic approach to hydrocarbon source allocation in the subtidal sediments of Prince William Sound, Alaska, embayments // Environ. Forensics. — 2002. — Vol. 3. — P. 331-340.
Payne J.F., Bauld C., Dey A.C. et al. Selectivity of mixed-function oxygenase enzyme induction in flounder (Pseudopleuronectes americanus) collected at the site of the Baie Verte, Newfoundland oil spill // Comp. Biochem. Physiol. — 1984. — Vol. 79C. — P. 15-19.
Payne J.F., Fancey L.L. Effect of long term exposure to petroleum on mixed function oxygenases in fish: further support for use of the enzyme system in biological monitoring // Chemosphere. — 1982. — Vol. 11. — P. 207-213.
Pelletier M.C., Burgess R.M., Ho K.T. et al. Phototoxicity of individual polycyclic aromatic hydrocarbons and petroleum to marine invertebrate larvae and juveniles // J. Environ. Toxicol. Chem. — 1997. — Vol. 16. — P. 2190-2199.
Pena-Llopis S., Pena J.B., Sancho E. et al. Glutathoine-dependent resistance of the European eel Anguilla anguilla to the herbicide molinate // Chemosphere. — 2001. — Vol. 45. — P. 671-681.
Perez-Cadahia B., Laffon B., Pasaro E., Mendez J. Evaluation of PAH bioaccumulation and DNA damage in mussels (Mytilus galloprovincialis) exposed to spilled Prestige crude oil // Comp. Biochem. Physiol. — 2004. — Vol. 138C. — P. 453-460.
Regoli F. Trace metals and antioxidant enzymes in gills and digestive gland of the Mediterranean mussel Mytilus galloprovincialis // Arch. Environ. Contam. Toxicol. — 1998. — Vol. 34. — P. 48-63.
Regoli F., Nigro M., Orlando E. Lysosomal and antioxidant responses to metals in the Antarctic scallop Adamussium colbecki // Aquat. Toxicol. — 1998. — Vol. 40. — P. 594-601.
Ritchie W., O'Sullivan M. The Environmental Impact of the Wreck of the Braer. — Edinburgh: The Scottish Office, 1994. — 207 p.
Roy L.A., Steinert S., Bay S.M. et al. Biochemical effects of petroleum exposure in hornyhead turbot (Pleuronichthys verticalis) exposed to a gradient of sediments collected from a natural petroleum seep in CA, USA // Aquat. Toxicol. — 2003. — Vol. 65. — P. 159-169.
Salinas A.E., Wong M.G. Glutathione S-transferases — a review // Curr. Med. Chem. — 1999. — Vol. 4. — P. 279-309.
Schirmer K., Joyce E.M., Dixon D.G. et al. Ability of the quinones arising from the UV irradiation of anthracene to induce7-ethoxyresorufin-O-deethylase activity in a trout liver cell line // American Society for Testing and Materials. — 2001. — Vol. 10. — P. 16-26.
Serigstad B. Effect of oil-exposure on the oxygen uptake of cod (Gadus morhua L.) eggs and larvae // Sarsia. — 1987. — Vol. 72. — P. 401-403.
Shaw G.R., Connell D.W. DNA adducts as a biomarker of polycyclic aromatic hydrocarbon exposure in aquatic organisms: relationship to carcinogenicity // Biomarkers. — 2001. — Vol. 6, № 1. — P. 64-71.
Sole M., Porte C., Albaiges J. Mixed-function oxygenase system components and antioxidant enzymes in different marine bivalves: Its relation with contaminant body burdens // Aquat. Toxicol. — 1994. — Vol. 30. — P. 271-283.
Sole M., Porte C., Biosca X. et al. Effects of the Aegean Sea oil spill on biotransformation enzymes, oxidative stress and DNA-adducts in digestive gland of the mussel (Mytilus edulis L.) // Comp. Biochem. Physiol. — 1996. — Vol. 113C. — P. 257-265.
Spacie A., Hamelink J.L. Bioaccumulation // Fundamentals of Aquatic Toxicology. — Washingtone; D.C.: Hemosphere Publishing Corporation, 1985. — P. 495-525.
Spehar R.L., Poucher S., Brooke L.T. et al. Comparative toxicity of fluoranthene to freshwater and saltwater species under fluorescent and ultraviolet light // Arch. Environ. Contam. Toxicol. — 1999. — Vol. 37. — P. 496-502.
Stagg R.M., Robinson C., Mcintosh A.M. et al. The effects of the 'Braer' oil spill, Shetland Isles, Scotland, on P4501A in fanned Atlantic salmon (Salmo salar) and the common dab (Limanda limanda) // Mar. Environ. Res. — 1998. — Vol. 46. — P. 301-306.
Sturve J., Hasselberg L., Fälth H. et al. Effects of North Sea oil and alkylphenols on biomarker responses in juvenile Atlantic cod (Gadus morhua) // Aquat. Toxicol. — 2006. — Vol. 78. — P. S73-S78.
Teruhisa K., Masahiro N., Hiroshi K., Tomoko Y. Marine Life Research Group of Takeno, Kouichi O. Impacts of the Nakhodka heavy-oil spill on an intertidal ecosystem: an approach to impact evaluation using geographical information system // Mar. Pollut. Bull. — 2003. — Vol. 47. — P. 99-104.
Thomas R.E., Carls M.G., Rice S.D., Shagrun L. Mixed function oxygenase induction in pre- and post-spawn herring (Clupea pallasi) by petroleum hydrocarbons // Comp. Biochem. Physiol. — 1997. — Vol. 116C. — P. 141-147.
Van der Oost R., Beyer J., Vermeulen N.P.E. Fish bioaccumulation and biomarkers in environmental risk assessment: a review // Environ. Toxicol. Pharmacol. — 2003. — Vol. 13. — P. 57-149.
Van der Weiden M.E.J., Hanegraaf F.H.M., Eggens M.L. et al. Temporal induction of cytochrome P450 1A in the mirror carp (Cyprinus carpio) after administration of several polycyclic aromatic hydrocarbons // Environ. Toxicol. Chem. — 1994. — Vol. 13. — P. 798-802.
Whyte J.J., Jung R.E., Schmitt C.J., Tillitt D.E. Ethoxiresorufin-O-deethylase (EROD) activity in fish as a biomarker of chemical exposure: Crit. Rev. Toxicol. — 2000. — Vol. 30. — 570 p.
Willett K.L., McDonald S.J., Steinberg M.A. et al. Biomarker sensitivity for polynuclear aromatic hydrocarbon contamination in two marine fish species collected in Galveston Bay, Texas // Environ. Toxicol. Chem. — 1997. — Vol. 16. — P. 1472-1479.
Willett K.L., Wassenberg D., Lienesch L. et al. In Vivo and in Vitro Inhibition of CYP1A-Dependent Activity in Fundulus heteroclitus by the polynuclear aromatic hydrocarbon fluoranthene // Toxicol. Appl. Pharmacol. — 2001. — Vol. 177. — P. 264-271.
Willett K.L., Wilson C., Thomsen J., Porter W. Evidence for and against the presence of polynuclear aromatic hydrocarbon and 2,3,7,8-tetrachloro-p-dioxin binding proteins in the marine mussels, Bathymodiolus and Modiolus modiolus // Aquat. Toxicol. — 2000. — Vol. 48. — P. 51-64.
Winstone G.W., Di Giulio R.T. Prooxidant and antioxidant mechanisms in aquatic organisms // Aquat. Toxicol. — 1991. — Vol. 19. — P. 137-161.
Wolf C.R. Cytochrome P450s: polymorphic multigene families involved in carcinogen activation // Trends Genet. — 1986. — Vol. 2. — P. 202-214.
Zaccaron da Silva A., Zanette J., Ferreira J.F. et al. Effects of salinity on biomarker responses in Crassostrea rhizophorae (Mollusca, Bivalvia) exposed to diesel oil // Ecotoxicol. Environ. Safety. — 2005. — Vol. 62. — P. 376-382.
Zhang J.F., Shen H., Xu T.L. et al. Effects of long-term exposure of low-level diesel oil on the antioxidant defense system of fish // Bull. Environ. Contam. Toxicol. — 2003. — Vol. 71. — P. 234-239.
Zobell C.E. The occurrence, effects and fate of oil polluting the sea // Adv. Water Pollut. Res. — 1964. — Vol. 3. — P. 85-118.
Поступила в редакцию 29.11.06 г.
