CC BY
74Д. У. Черкесова, А.Р. Исуев. Экологические и метаболические аспекты токсичности тяжелых металлов УДК 615.916.1
Экологические и метаболические аспекты токсичности тяжелых металлов
Д. У. Черкесова, А.Р. Исуев
Тяжелые металлы относятся к числу важнейших загрязнителей биосферы, что связано в значительной мере с их биологической активностью. Для нормальной жизнедеятельности организмов необходимо наличие тяжелых металлов в оптимальных соотношениях. При нарушении этих соотношений в сторону увеличения тяжелых металлов в среде или в организме, они начинают действовать как токсиканты. Даже при невысоких концентрациях тяжелые металлы способны накапливаться в различных звеньях пищевых цепей, нарушая установившийся баланс микроэлементов в круговороте веществ [23].
Ведущее место по масштабам загрязнения принадлежит водным экосистемам. В последние десятилетия это явилось причиной качественных изменений условий обитания гидробионтов.
Критическая ситуация по числу и уровню загрязнителей сложилась в районе Каспийского бассейна. Установлено, что токсикологическая нагрузка на Волгу более чем в три раза превышает среднюю токсикологическую нагрузку на реки других регионов, а содержание тяжелых металлов, как медь, цинк, кадмий, свинец, никель в водах Каспийского моря превышает ПДК [15].
Реакция гидробионтов на превышение в окружающей среде ионов тяжелых металлов свидетельствует о кумулятивных их свойствах и отсутствии естественных факторов нейтрализующих их действие [11, 23].
Возрастание масштабов загрязнения водоемов тяжелыми металлами делает актуальной проблему изучения их токсичности для рыб.
Рыбы отличаются наибольшим накоплением металлов в своем организме и в качестве продуктов питания представляют потенциальную угрозу здоровью человека.
Широкое использование в токсикологии морфо-физиолого-биохимических методов позволило в последние годы разработать концепцию индикаторов и биомаркеров загрязнения среды обитания тяжелыми металлами [30, 37, 38, 48, 50].
Для экологической оценки уровня кумуляции и степени влияния тяжелых металлов на организм важно знать закономерности их накопления в организме и включение в биологический круговорот [14, 51].
При изучении содержания тяжелых металлов в организме различных видов рыб обнаружено значительное накопление их в органах с высокой метаболической активностью. Основным кумулятивным депо никеля, кобальта, свинца, мышьяка является печень; меркурия - мышцы, а железо накапливается, преимущественно в печени, мышцах и плазме крови [6, 26].
Исследования органов и тканей наиболее массовых видов рыб Волго-Ахтубинской поймы (красноперка, окунь, густера) показали, что концентрация ртути в мышцах при общей высокой вариабильности достигает в весенние месяцы максимума (10 ПДК), уровень меди в жабрах густеры возрос в 1,2 раза, в мышцах красноперки - в 1,8 раза, а марганца в мышцах и жабрах всех видов рыб - в 10 раз [3, 22].
Накопление тяжелых металлов и других загрязнителей в водных экосистемах Вол-го-Каспийского бассейна оказало негативное влияние на физиологическое состояние рыб, и, прежде всего, осетровых [3, 12, 24]. У осетровых, больных миопатией, наблюдались случаи очень высокого содержания отдельных элементов в мышцах, печени,
жабрах и гонадах. Так, содержание ртути у больных рыб в мышцах (0,284 мг/кг) в 3 раза, в печени (0,345 мг/кг) в 5,5 раза, в икре (0,104 мг/кг) в 2,1 раза выше, чем у внешне здоровых рыб [24].
Исследования проведенные 1993 - 95 гг. в реках Исеть, Чусовая, Сысерть в Уральском регионе со средним уровнем загрязнения показали, что у рыб замедляется темп роста, позднее наступает половое созреванием, происходит пропуск нереста (до 10 и более процентов); обнаруживаются морфологические абберации: у хищников 50 - 70 %, у бентофагов 10 %, у планктофагов < 5 %, инвазии (до 35 %), наблюдаются изменения видового состава и популяционной структуры водоемов. Для сильнозагрязненных водоемов характерно полное исчезновение или резкое сокращение численности окси-фильных видов, 100-процентное появление у рыб морфологических аббераций, изменений внутренних органов, патологическое ожирение [13].
Попав в организм, в основном через воду металлы-токсиканты практически не подвергаются каким-либо существенным превращениям, как это происходит с органическими токсикантами и, включившись в биохимический цикл, крайне медленно покидают его.
Большая часть тяжелых металлов попадает с пищей. Через жабры и кожу проникают растворимые диссоциирующие соли и металлорганические соединения. Концентрированные растворы, обладая вяжуще прижигающим действием, нарушают функции органов дыхания. В слабых разведениях, проникая в организм они нарушают проницаемость биомембран, снижают содержание растворимых протеинов, связываются с сульфгидрильными и амино-группами белков и вызывают, тем самым, угнетение активности ферментов. Так, ртуть и медь, имея высокое сродство с амино- и сульфгид-рильными группами, блокируют многие реакции. Цинк ингибирует процесс фосфори-лирования, свинец вызывает свинцовое отравление, которое чревато крайне тяжелыми физиологическими и неврологическими последствиями [20].
Из данных литературы следует, что при воздействии тяжелых металлов развивается токсический стресс, сопровождающийся комплексом специфических и неспецифических реакций [37, 44, 46]. К неспецифическим реакциям относятся активация процессов перекисного окисления липидов (ПОЛ), угнетение ферментов антиоксидантной защиты, изменение проницаемости клеточных мембран. Активация ПОЛ, увеличение содержания диеновых коньюгатов, малонового диальдегида (МДА) в крови карпа установлено в опытах при исследовании влияния свинца и никеля [8].
При действие высоких доз ванадия на клариевого сома обнаружено увеличение ПОЛ в печени, почках и мозге, увеличение концентрации восстановленного глутатиона в печени и крови, снижение активности каталазы в печени.
Снижение активности каталазы и супероксиддисмутазы выявлено у рыб под воздействием кадмия и солей марганца [2, 52].
Установлено, что тяжелые металлы обладают лизосомотропными свойствами, провоцируют выход гидролаз в результате повышения проницаемости мембран. Чувствительность лизосом к действию тяжелых металлов изменяется в зависимости от видовой принадлежности рыб, ее физиологического состояния, стадии жизнедеятельности, сезона года, энзиматической гетерогенности лизосом из разных тканей [9].
Процессы ПОЛ, активирующиеся в присутствии тяжелых металлов оказывают существенное влияние на липидный, белковый и углеводный обмен. Так, исследование липидного состава и жирнокислотного спектра мембранных и запасных липидов сигов и осетра под влиянием тяжелых металлов показало уменьшение содержания запасных липидов у сигов и увеличение ненасыщенности триглицеридов у осетров [5].
Токсичность металлов зависит не только от их концентрации и продолжительности действия, но и от температуры, насыщенности воды кислородом, синергизма и антагонизма ионов, жесткости воды и других факторов. Например, повышение концентрации Бе и Мп в воде водоемов обычно происходит при увеличении показателей кислотности, вследствие загрязнения промышленными выбросами.
В ряду наиболее токсичных металлов находятся свинец, ртуть, кадмий цинк, медь, никель.
Свинец относится к наиболее известным ядам. Все соединения свинца токсичны. Наиболее токсичны солянокислые и уксуснокислые соли, как наиболее легко растворимые в воде и жидкостях организма.
Половина от общего количества свинца поступает в окружающую среду в результате сжигания этилированного бензина. В водных системах свинец в основном связан ад-сорбционно со взвешенными частицами или находятся в виде растворимых комплексов с гуминовыми кислотами. При биометилировании, как и в случае с ртутью, свинец образует тетраметилсвинец. В незагрязненных поверхностных водах и суши содержание свинца обычно не превышает 3 мкг/л. В реках промышленных регионов отмечается более высокое содержание свинца. Снег способен в значительной степени аккумулировать этот токсикант. В окрестностях крупных городов его содержание может достигать почти 1 млн мкг/л, а на некотором удалении от них 1 - 100 мкг/л. Ежегодно в мире в результате воздействия атмосферных процессов мигрирует около 180 тыс. тонн свинца [29].
Водные растения хорошо аккумулируют свинец. Иногда фитопланктон удерживает его с коэффициентом концентрирования 105, как и ртуть. В регионах с промышленными выбросами накопление тетраметилсвинца в тканях рыб протекает эффективно и быстро. Острое и хроническое воздействие свинца наступает при уровне загрязненности 0,1 - 0,5 мкг/л [6].
Свинец образует в организме стойкие депо, преимущественно в печени. По прекращении введения свинца происходит его перераспределение и свинец почти полностью (80 - 90 %) депонируется в костях. Период полураспада свинца в организме человека составляет 6 лет в мягких тканях и 15 - 20 лет в скелете.
Свинец, подобно другим тяжелым металлам, включается в различные клеточные ферменты, в результате чего нарушается обмен веществ в организме [29]. Производное тетраэтила свинца - триэтилсвинец обладает нейротоксическим действием. Органические соединения свинца поглощаются кожей, легкими и желудочно-кишечным трактом. У рыб органами мишенями являются жабры и желудочно-кишечный тракт. Жабры подвергаются токсической атаке в первую очередь. Реакция пограничных (эпителиальных) структур при отравлении рыб ацетатом свинца проявляется задолго до появления высших признаков токсикоза. Выделена определенная группа клеток жаберного эпителия наиболее подверженная воздействию токсиканта и аккумулирующая ионы свинца с возникновением последних стадий обширного тканевого отека.
Хроническое отравление свинцом и накопление его в организме человека даже при низких уровнях содержания приводит к снижению коэффициента интеллекта, ослаблению внимания, потере работоспособности, гиперактивности, расстройству поведения, отставанию в развитии. Известно также, что свинец неблагоприятно действует на течение и исход беременности. Наличие свинца в органах плода, а иногда в плаценте приводит к преждевременным родам, выкидышам, внутриутробной гибели плода. Особенно опасно воздействие свинца на маленьких детей, оно вызывает умственную отсталость и хроническое заболевание мозга. Так, в США обратили внимание на проявление
агрессивности у детей в связи с повышенным содержанием в их организме свинца. В других регионах планеты рост числа правонарушений и самоубийств также связывают с повышением содержания этого токсиканта в окружающей среде [6].
Одним из наиболее коварных последствий действия соединений свинца является его способность заменять кальций в костях, являясь постоянным источником отравления в течение длительного времени [29].
Свинец является одним из сильных энзиматических ядов. Образование необратимых комплексов "энзим-свинец" приводит к блокаде ионных каналов и нарушению механизма активного транспорта ионов. Под воздействием свинца в крови карпа было обнаружено снижение количества оксигемоглобина, увеличение дезоксии- и метгемогло-бина, активация перекисного окисления липидов, увеличение содержания диеновых коньюгатов и МДА [10]. При использовании сублетальных концентраций свинца в наших экспериментах обнаружено значительное накопление в тканях сеголетков русского осетра МДА, снижение суммарной антиоксидантной и каталазной активности. Острое свинцовое отравление сопровождалось развитием катаболического стресса, потерей массы, расстройством трофической функции, изменением поведенческих реакций. Длительное воздействие свинца приводит к искривлению позвоночника отставанию в развитии. В хронических опытах на головастиках озерной лягушки было показано негативное влияние свинца на процессы метаморфоза [25].
Одно из первых мест в ряду токсичности металлов занимает ртуть. Органические соединения ртути относятся к классу супертоксикантов, способных проникать через клеточную мембрану и накапливаться в клетках живых организмов в виду высокой стабильности связи Н§С1 [42].
Ртуть характеризуется коротким периодом пребывании в воде и способностью быстро переходить в отложения в виде соединений с органическими веществами, являясь, таким образом, источником хронического загрязнения в течение длительного времени. Токсичными соединениями ртути являются метилртуть и диметилртуть. Метилртуть хорошо растворим, способен быстро внедряться в водные организмы и, в конечном счете, по пищевым цепям передаваться в организм человека. Обитатели водных экосистем способны концентрировать ртуть. Преобладающей формой ртути, обнаруживаемой в рыбе, является метилртуть. Ртуть негативно влияет на выживаемость молоди, снижая скорость роста и ослабляя иммунитет [18]. Ртуть влияет на репродуктивный потенциал костистых рыб через атрофию семенников молоди и подавление оплодотворяющей способности сперматозоидов [7]. Ртуть имеет большое сродство с амино- и сульфгидрильными группами белков, вызывая модификацию белковой молекулы и нарушение функций [16, 18].
Кумулятивный эффект ртути в гидробионтах представляет угрозу для человека как высшего звена в пищевых цепях. При попадании метилированных соединений в организм человека может проявляться болезнь Минимата. Ртуть нарушает метаболизм пи-рувата, ацетилхолинэстеразы, изменяет проницаемость мембран и нарушает деятельность клетки. Возможным механизмом цитотоксичности является действие ртутьорга-нических солей ЯН^Х или их гидратированных катионов [ЯН^ (Н2О)п]+ непосредственно на функциональные активные центры клеток [31]. Было показано ингибирующее действие ртутьорганических солей, содержащих различные алкильные группы (метил, н-пропил, изопропил) на активность цитохромоксидазы в субмитохондриальных частицах выделенных из печени русского осетра [19]. При высоких уровнях ртути в организме наступает отек легкого с летальным исходом. Хроническая интоксикация ртутью
опасна для беременных женщин, вызывает помутнение хрусталика, почечную недостаточность, оказывает психотропное действие, вызывая психозы и галлюцинации [6].
Опасность интоксикации ртутью усугубляется очень медленной скоростью выведения ее из биотических и абиотических экосистем. Так, период полувыведения метил-ртути для щуки составляет 780 суток. Для человека он может достигать 190 дней. Особенно медленно ртуть выводится из мозга, где было обнаружено его высокое содержание спустя 10 лет после прекращения воздействия. Период полувыведения общей ртути в абиотических стабильных условиях донных отложений составляет 12 - 20 лет [1].
К числу опасных токсикантов относится кадмий. По своей токсичности он близок к ртути и мышьяку [17]. Попадание кадмия в природные воды происходит частично в результате применения его в гальванических процессах. Другой источник загрязнения вод кадмием - это стоки заводов, выпускающих серебряно-кадмиевые аккумуляторы. Интенсивность антропогенного поступления кадмия на водную поверхность достигает 132 тонны в год [21].
По химическим свойствам кадмий подобен цинку. В биохимических, геохимических и промышленных процессах кадмий и цинк ведут себя одинаково, а источники загрязнения этими элементами одни и те же. Кадмий может замещать цинк в активных центрах металлосодержащих ферментов, приводя к резкому нарушению в функционировании обменных процессов [43].
В организме рыб кадмий накапливается в печени, жабрах, почках, желудочно-кишечном тракте. Порог острой токсичности кадмия варьирует в пределах от 0,09 до 105 мкг/л для пресноводных рыб [6].
У рыб, содержащихся в воде с концентрацией кадмия 1,5 мг/кг, выявлены гистопа-тологические изменения в жабрах, специфичные для действия кадмия, как слияние вторичных жаберных лепестков, гиперплазия хлоридных клеток и субэпителиальная воспалительная инфильтрация [45]. Действие кадмия на жабры проявляется также в снижении активности окислительных ферментов, что показано на примере серебряного карася [35]. Кадмий вызывает изменения в структуре чешуи рыб, что связывается с изменением концентрации кальция в плазме крови и дает возможность использования чешуи в качестве биомаркеров загрязнения [47].
Для человеческого организма остролетальные дозы кадмия составляют: 0,05 мг/кг для детского и 3,5 мг/кг для взрослого организмов. Диетически допустимая доза кадмия для человека составляет 0,0004 мг/кг в день. Более низкие постоянные концентрации кадмия вызывают хронические интоксикации, которые проявляются в развитии почечной недостаточности, деминерализации костей, анемии, задержке роста, нарушении поведения и возникновении новообразований. Характерной патологией людей, работающих на промышленных заводах, соприкасающихся с кадмием, является энфизема легких. Известны случаи сильного отравления людей кадмием, попавшим в организм по трофическим путям - болезнь Итай-итай [40]. Из организма кадмий выводится в течение длительного времени (30 лет) [6].
Очень похож по химическим свойствам на кадмий другой металл - цинк. Как указывалось выше, эти два металла могут взаимно замещаться в активных центрах металлсодержащих ферментах.
Наиболее серьезные источники загрязнения воды цинком - это гальванические заводы и заводы по выплавке цинка. Природный уровень содержания цинка достаточно высок; этот металл накапливается в определенных органах, особенно в печени и почках. Цинк наименее токсичен из всех тяжелых металлов. Он фактически является од-
ним из важных элементов в питании животных и растений. Тем не менее, он становится токсичным, как и все остальные тяжелые металлы, если поглощается в избытке [27].
В ряду тяжелых металлов с токсическим эффектом находятся также медь. Показано, что медь интенсивно проникает из воды в организм рыб и кумулируется в тканях, особенно в печени [32].
Накопление меди в организме рыб приводит к значительным биохимическим и гис-топатологическим изменениям [33, 38]. Высокое фоновое содержание меди в печени рыбы сопровождается снижением общего количества белка, возрастанием содержания липидов, уменьшением уровня гликогена [4]. На присутствие ионов меди в воде рыбы реагируют снижением общей резистентности к возбудителям инфекционных болезней, подавлением клеточного и гуморального иммунитета [39]. В этой связи весьма перспективным является оценка иммунного статуса животного организма как биоиндикатора стресс-реакции от загрязняющих веществ [44, 47] .
Из приведенного анализа литературы следует, что накопление тяжелых металлов в окружающей среде качественно изменяет естественный фон обитания живых организмов, вызывает срыв адаптационных и регуляторных механизмов, обеспечивающих поддержание гомеостаза. В этой связи изучение патогенетических механизмов развития металлотоксикозов становится важной медико-биологическое задачей, направленной на сохранение здоровья человека в современных условиях. Это, в свою очередь, диктует необходимость проведения эффективного санитарно-токсикологического мониторинга и разработки способов детоксикации тяжелых металлов в кормах, пищевых продуктах и организме человека.
Литература
1. Авцын А.П., Жаворонков А.Н., Риш М.А., Сорочкова Л.С. Микроэлементозы человека. - М.: Медицина, 1991. - С. 478.
2. Ангелов А., Ангелов Г, Ангелова Р. Промени в активноста на супероксиддисмутаза и каталазата при шаран (Ciprinus carpió) при экспериментально третиране с мангалов двухлорид // Селскостоню наука. 1996. 34. № 6. - С. 47 - 50 (Болг.).
3. Андреев В.В. Загрязнение Нижней Волги и Северного Каспия тяжелыми металлами // Тез. докл. к региональной конференции "Экологические проблемы Волги". - Саратов, 1989. - С. 142 - 144.
4. Андреев В.В., Крючков В.Н., Григорьев В.А. Накопление тяжелых металлов в водных экосистемах и их влияние на осетровых рыб // Осетровое хозяйство водоемов СССР: Тез. докл. - Астрахань, 1989. - C. 6 - 7.
5. Богдан В.В., Кирилюк С.Д., Нефедова З.А. Влияние тяжелых металлов на липидный состав мышц сига и осетра // Тез. докл. восьмой научной конференции по экологической биохимии рыб. - Петрозаводск, 1992. - C. 33 - 35.
6. Будников Г. К. Тяжелые металлы в экологическом мониторинге водных экосистем // Соросовский образовательный журнал. 1998. № 5. - С. 23 - 30.
7. Ващенко и др. Токсикологическое действие HgCl на половые клетки // Биол. моря. 1995. Т. 21. № 5. - С. 333 - 340.
8. Вельтищев Ю.Е., Юрьева Э.Ф., Воздвиженская Е.С. Биологически активные метаболиты мембранных глицерофосфолипидов в норме и при патологии // Вопросы мед. химии. 1987. № 2. - С. 2 - 8.
9. Высоцкая Р. У., Русколайнен Т.Р. Эколого-биохимические аспекты изучения реакции рыб на действие токсических веществ // Тез. докл. первого симпозиума по экологической биохимии рыб. - Ярославль, 1987. - С. 43 - 45.
10. Грубен О.М. Взаимосвязь функционирования системы гемоглобина и перекисного окисления липидов в крови карпа при интоксикации // Докл. Нац. АН Украина. 1997. № 2. - С. 146 -150.
11. Евтушенко Н.Ю., Данилко О.Р. Особенности накопления тяжелых металлов в тканях рыб Кременчугского водохранилища // Гидробиол. журн. 1996. № 3. - С. 32 -
36.
12. Земцов Г.В., Журавлева Г.Ф., Кокуйкина И.В. Характер и степень сопряженности морфо-функциональных изменений в организме осетровых с количеством экзоток-сикантов в их внутренних органах // Осетровое хозяйство водоемов СССР. - Астрахань, 1989. - С. 6 - 9.
13. Кижеватов Я.А. Механизм поддержания биологического разнообразия // Материалы конф. - Екатеринбург. 1995. - С. 72 - 76.
14. Комаровский Ф.Н. Маляревская А.Я. Накопление стойких пестицидов в рыбах и оценка интоксикации // Тез. докл. Первого симпозиума по экологической биохимии рыб. - Ярославль, 1987. - С. 43 - 48.
15. Ласкорин В.Н., Лукьяненко В.И., Проблемы качества воды Волго-Каспийского бассейна // Физиолого-биохимический статус Волго-Каспийских осетров в норме и при расслоении мышечной ткани (кумулятивный политоксикоз). - Рыбинск, 1990. - С. 216 - 224.
16. Латынова В.З., Перевозников М.А. К разработке принципов ихтиотоксического мониторинга: степень ртутного загрязнения экосистем Куйбышевского водохранилища // Сб. науч. тр. Гос. НИИ озерн. и речн. рыб. хоз. 1990. № 3. - С. 35 - 37.
17. Линник И.Н., Искра И.В. Кадмий в поверхностных водах: содержание, формы, нахождение, токсическое действие // Гидробиол. журн. 1997. № 2. - С. 72 - 87.
18. Микряков В.Р., Лапирова Т.В. Влияние солей некоторых тяжелых металлов на состав белой крови молоди ленского осетра АарепБег Ваег // Вопр. ихтиол. 1997. Т.
37. № 4. - С. 538 - 542.
19. Милаева Е.Р., Осипова В.П., Пименов Ю.Т. и др. Влияние ртутьорганических соединений на активность цитохромоксидазы субмитохондриальных частиц из печени русского осетра (Аарешег §иЫеп81аё1;1) // Токсикологический вестник. 1999. № 3. - С. 17 - 22.
20. Мойсиченко Г.В. Общие закономерности и особенности накопления меди и цинка приморским гребешком // Тез. докл. первой Всесоюзной конф. по рыбохозйствен-ной токсикологии. - Рига. 1989. - С. 89 - 93.
21. Никаноров А. М., Жулидов А. В. Биомониторинг металлов в пресноводных экосистемах. - Л.: Гидрометиоиздат, 1991. - С. 5 - 144.
22. Осипов А. А. Львов С.Г. Влияние факторов окружающей среды на морфологические признаки окуня и красноперки, добытых в районах Астраханского газового ком-
плекса (АГКО и Дамчикского участка Астраханского заповедника // Влияние антропогенных факторов на морфогенез и структурные преобразования органов: Материалы Всесоюзной конференции. - Астрахань, 1991. - С. 115 - 116.
23. Патин С.А. Экологические аспекты глобального загрязнения морской среды // Океанология. 1976. Т. 16. № 4. - С. 621 - 626.
24. Сытник Ю.М., Арутюнова Н.В., Евтушенко Н.Ю. Тяжелые металлы в осетровых рыбах Каспия // Проблемы изучения, охраны и рационального использования при родных ресурсов Волго-Ахтубинской поймы и дельты реки Волги. - Астрахань, 1989. - С. 97 - 98.
25. Черкесова Д.У., Магомедгаджиева Д.Н., Магомедов Т.П., Исуев А.Р. Реакция гид-робионтов на воздействие свинца // Материалы IV Ассамблеи Ассоциации университетов Прикаспийских государств. - Махачкала. 7 - 11 сентября. 1999. - С. 218.
26. Adham K.G., Hassan I.F.,Taha N; Amin Th. Impact of hazardous exposure to metals in the Nile and Delta lakes on the catfish, Clarias lazera // Environ. Monit. Asses. 1999. Vol. 54. № 2. - Р. 1077 - 1124.
27. Anadu S., Chapmau A., Curtislk., Tubb R.A. Effect of zinc exposure on subseguent acute tolerance to heavy metals in rainbow trout // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2001. Vol. 43. - Р. 329 - 336.
28. Baatrup E. Structural and functional effects of heavy metals on the nervous system, including sense organs of fish // Comp. Biochem. Physiol. 1991. Vol. 100. - Р. 253 - 257.
29. Brooks R.R. Geobotany and Biogeochemistry in Mineral Exploration. Harper and Row. -New York, 1972. Vol. 4. - P. 412.
30. Chen G., Xu l., Zeng J., Schramn K., Yettrup A. Influence of dioxin and metal contaminated sediment on phase I and II biotransformation enzymes in silver crucian carp // Eco-toxicol. and Environ. Saf. 1999. Vol. 40. № 3. - P. 234 - 238.
31. Craig P.J. Organometallic compounds in the Enviroment. Ed. P.J. Craig Longman, UK. 1986. - P. 65.
32. De Boeck G., Vlaeminck A., Blust R Effect of subletal copper exposure on copper accumulation. Food consumption, growth energy stores and nuclic acid content in common carp // Arch. Environ. Contam. Toxicol. J. 1997. Vol. 33. № 4. - Р. 415 - 422.
33. Dethloff G.M., SchlenkD., Khan S., Bailey H.C. The effects of Copper on Blood and biochemical parameters of rainbow Frout (Oncorhynchus mykiss)// Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1999. Vol. 36. - P. 415 - 423.
34. Fridmann A.S., Watrin M.C.Brinch J.T., Lietce J.C. Low levels of dictionary methyl-mercury inhibit growth and gonade development in juvenile walleye (Stirostedion vi-treum) // Aquat. Tox. 1996. Vol.35. № 3 - 4. - P. 265 - 278.
35. Gargiulo G., de Girolano P., Ferrara L., Soppelsa O., Andreozzi G., Antonucci R., Bat-taglini P. Action of cadmium on gills of Carassius auratus L. in presence of cathabolic NH3 // Arch. Environ. Contam. And Toxicol. 1996. Vol. 30. № 2. - P. 235 -240.
36. Jaffar M., Ashraf M. Selected ti^e metal tissues of fish from coostal waters of Pacistal (Arabian Sea) // Indian J. Mar. Sci. 1988. Vol. 17. № 3. - P. 234.
37. Joergensen M., Groesvik B., Hamre K., Gorsoeyr A. Induction of heme oxygenase in fish by heavy metals phenilhydrazine and high lipid diets // Marin Enviromental research. 1998. Vol. 46. № 1. - P. 559 - 561.
38. Karan V., Vitorovic S., Tutundzic V., Poleksic V. Functional enzymes activity and gill histology of carp after copper sulfate exposure and recovery // Ecotoxicol. Еnviron. Saf. 1998. Vol. 40. - P. 49 - 55.
39. Khangorot B. S.Tripathi D. M. Changes in humoral and cell-mediated immune respons and in skin and respiratory surpaces of catfish, Saccobranchus fossilis, following copper exposure // Ecotoxk^ l. Environ. Saf. 1991. Vol. 22. - P. 291 - 308.
40. Kobajashi J. Relation between the «Itai-Itai» disease and the pollution of river water by cadmium from a mine Advance in water pollution research // Procceeding of the 5th International Conference. San Francisco CA. 1977. - P. 1 - 7.
41. Kuimr A., Kuar. I., Mathur R P. Specification profile of cadmium and its bioconcentration in an aguatic system // Environ. Technol. 1996. Vol. 17. № 6. - P. 629 - 635.
42. Manahan S.E. Toxicological Chemistry and Chelsea, M I: Lewis Publ. 1999. - P. 143.
43. Miliou, H., Zaboukas, N., Moraitou-Apostolopouloceh Biochemical Composition, Growth and Survival of the Guppy Poecilia reticulata, during Chronic sublethal Exposure of Cadmium // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1998. № 35. - P. 58 - 63.
44. PulsfordA.L., Crample M., Langston A., Glynn P.J. Modulatory effects of disease, stress, copper, TBT and vitamin EW on the immune system of flatfish // Fish immunol. 1995. Vol. 5. № 8. - P. 631 - 643.
45. Randl A.S., Monserrar J.M., Rodriguez E.M., Romano L.A. Histopatohological effects of cadmium on the gills of ten freshwater fish, Macropsobrycon uruguayanae Eigenmann (Pisces, Atherenidae) // J. Fish Diseases. 1996. Vol. 19. № 4. - Р. 186 - 192.
46. Rice C.D., Kergosien D. H., Adams S. M. Innate immune function as a bioindicator of pollution stress in fish // Ecotoxicol. Environ. Saf. 1996. Vol. 33. № 2. - P. 186 - 192.
47. Rishi K.K., Jain M. Effect of cadmium on sale morphology in Cyprinus carpio (Cyprini-dae) // Bull. Environ. Contam. Toxicol. 1998. V. 60. № 2. - P. 323 - 328.
48. Shears M., Fletcher G. Hepatic metallothionein in the winter flounder (Pseudopleoro-nectes americanus) // Can. J. Zool., 1985. V. 63. № 7. - P. 1602 - 1609.
49. Shidmore Y. E. Tovell P. W. Toxic effect of zinc sulphate on the qills of rainbow-trout// Water Res. 1972. № 6. - Р. 217 - 230.
50. Tom M., Moran O., Jahubon E., Cavari B., Rinkevich B. Molecular characterization of metallothinein c DNH of Sparus aurata used to detecting heavy metal pollution // Mar. Pollut. Bull. 1999. V. 36. № 2. - Р. 131-137.
51. Watanabe J., Tanabe S., Amanoh et al. Age-dependent accumulation of heavy metals in Baikal Seal (Phoca sibirica) from the lake Baikal // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1998. V. 35. № 2. - Р. 518 - 526.
52. Zikic R.V., Stajn A.A., Saicic Z.S., Spasic M.B., Petrovic V.M. The activities of superoxide dismutase, catalase and ascorbic acid content in the lever of goldfish (Carassius aura-tus gibelic Bloch) exposed to cadmium // Physiol. 1996. Vol. 45. № 6. - P. 479 -481.
