Влияние оксидов тяжёлых металлов на показатели роста и выживаемости аквариумных рыб гуппи

Министерство образования и науки Российской Федерации Федеральное государственное бюджетное образовательное учреждение высшего профессионального образования

" КУБАНСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ"

Кафедра зоологии КУРСОВАЯ РАБОТА № 2

ВЛИЯНИЕ ОКСИДОВ ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ НА ПОКАЗАТЕЛИ РОСТА И ВЫЖИВАЕМОСТИ АКВАРИУМНЫХ РЫБ ГУППИ Работу выполнила Унёва И.А.

Факультет биологический Специальность 20 201 Биология Научный руководитель, доктор биол. наук, проф. Пескова Т.Ю.

Нормконтролёр, доц. Кустов С.Ю.

Краснодар 2012

Реферат

Курсовая работа выполнена на ___ страницах печатного текста, в обзоре литературы представлено 32 источника, в том числе 3 из них иностранные статьи. Работа содержит 4 таблицы, 4 рисунка.

Ключевые слова: ГУППИ, ОКСИДЫ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ, СМЕРТНОСТЬ, ВЫЖИВАЕМОСТЬ, ЧИСЛЕННОСТЬ.

Цель курсовой работы: на основе проведенных лабораторных исследований оценить характер воздействия некоторых концентраций оксидов тяжелых металлов в наноформе на показатели роста и смертности аквариумных рыб гуппи.

Задачи курсовой работы следующие:

1. Сравнить скорость роста и развития гуппи в контроле со скоростью роста в растворах исследованных концентраций оксидов тяжёлых металлов,

2. Сравнить показатели смертности гуппи в контроле и растворах исследованных концентраций оксидов тяжёлых металлов,

3. Сравнить скорость роста, развития и смертность гуппи в растворах исследованных концентраций оксидов тяжёлых металлов.

Материалы исследования: аквариумные рыбки гуппи.

В результате лабораторных исследований выяснено, что оксиды тяжёлых металлов оказывают отрицательное воздействие на показатели выживаемости. Различий в длине и массе тела гуппи в контроле и вариантах опытов не обнаружено. Оксиды металлов в наноформе на данные показатели онтогенеза не влияют. Оксид никеля не изменил репродуктивные способности гуппи, в других же оксидах тяжелых металлов в наноформе были затронуты репродуктивные функции особей.

• Введение
• 1. Обзор литературы
• 1.1 Тяжелые металлы в водной среде
• 1.2 Биологическое действие оксидов тяжёлых металлов на организм рыб
• 1.3 Гуппи как объект для определения действия токсических вещестнарыб
• 2. Материал и методы исследований
• 3. Влияние оксидов тяжелых металлов в наноформе на показатели роста и смертности гуппи (Poecilialebistesreticulatus)
• 3.1 Влияние различных концентраций оксидов тяжёлых металлов на скорость роста и вес гуппи
• 3.2 Влияние различных концентраций оксидов тяжёлых металлов на показатели смертности и рождаемости гуппи
• Заключение
• Библиографический список

К числу важнейших факторов, влияющих на устойчивость биоценозов, относится антропогенное химическое загрязнение поверхностных вод тяжелыми металлами [Патин, Петров, 1980]. Изучение биологических систем различного уровня организации в условиях как их естественной среды обитания, так и изменения под воздействием антропогенного фактора позволяет непосредственно выявить эффекты, обусловленные воздействием всего комплекса загрязняющих веществ и естественных абиотических факторов за продолжительный период времени, определить пороговые уровни нагрузок и дать наиболее реалистичный прогноз ее развития. Особо острой проблемой является загрязнение природных пресных вод тяжелыми металлами, для которых в воде не существует надежных механизмов самоочищения: они лишь перераспределяются в экосистемах, взаимодействуя с организмами разных трофических уровней и оставляя видимые или невидимые последствия. Изучение элементного состава гидробионтов позволяет решить ряд вопросов экологического, физиологического и практического характера. Этим фактором обусловлено появление в последнее десятилетие довольно большого числа работ, посвященных содержанию микроэлементов группы тяжелых металлов в промысловых гидробионтах. Рыбы способны аккумулировать тяжелые металлы даже в тех случаях, когда содержание их в водной экосистеме не превышает установленных предельно допустимых норм. Под действием токсических веществ в организме рыб могут происходить патологические изменения на молекулярном, организменном и на популяционном уровнях. Возникает серьезная угроза здоровью человека, так как рыба один из основных продуктов его питания [Перевозников, Понаморенко, 1991]. Особенностью поведения тяжёлых металлов в экосистеме является то обстоятельство, что они не подвержены радиоактивному распаду и не разлагаются. Однажды попав в экосистему, они не исчезают, а постоянно перераспределяются по компонентам, накапливаясь в живых организмах различных трофических уровней [Можановский, Сытник, 2005].

Цель курсовой работы — на основе проведенных лабораторных исследований оценить характер воздействия различных оксидов тяжелых металлов в наноформена показатели роста и смертности аквариумных рыб гуппи.

Задачи курсовой работы следующие:

1. Сравнить скорость роста и развития гуппи в контроле со скоростью роста в растворах исследованных концентраций оксидов тяжёлых металлов,

2. Сравнить показатели смертности гуппи в контроле и растворах исследованных концентраций оксидов тяжёлых металлов,

3. Сравнить скорость роста, развития и смертность гуппи в растворах исследованных концентраций оксидов тяжёлых металлов.

1. Обзор литературы

1.1 Тяжелые металлы в водной среде

Тяжелые металлы по-прежнему остаются одной из приоритетных групп загрязняющих веществ, имеющих как локальное и региональное, так и глобальное распространение. Их поступление в водную среду связано с природными и антропогенными источниками. Степень накопления микроэлементов в тканях и органах рыб зависит от геохимической среды и типа водного объекта, т. е. от абиотических условий, зависит также от функционального состояния организма, сезона наблюдения и пола рыб. Поступая в избытке и во много превосходя индивидуальные потребности организмов, металлы могут вызывать нарушения различных функций гидробионтов, накапливаться в их органах, превышая нормируемые величины. Поэтому контроль изменения уровней содержания металлов в организмах актуален и необходим [Адамова, Босин, 1949]. Высокий уровень загрязнения водной cреды тяжелыми металлами приводит к снижению видового разнообразия гидробионтов [Брень, 1998]. Использование гидробионтов в качестве биоиндикаторов позволяет судить о значении этих токсикантов [Христофорова, 1989]. Тяжелые металлы и их соли — широко распространенные промышленные загрязнители. В водоемы они поступают из естественных источников (горных пород, поверхностных слоев почвы и подземных вод), со сточными водами многих промышленных предприятий и атмосферными осадками, которые загрязняются дымовыми выбросами. Тяжелые металлы как микроэлементы постоянно встречаются в естественных водоемах и органах гидробионтов. В экспериментальной токсикологии рыб главным критерием токсичности веществ является выживаемость, количественным и качественным выражением которой является физиолого-биохимические показатели, отражающие степень повреждающего действия токсиканта на функции и структуру различных систем организма. Стойкие токсиканты, по мере накопления их в водоемах, оказывают все более глубокое влияние на биологические процессы в водной среде, это влияние носит в основном скрытый характер и проявляется в виде внезапных заморов и «беспричинной» гибели водных животных [Сергеева, Лукьяненко, 2008]. В организм водных животных металлы попадают в основном с пищей. Для водных растений через поверхность, путем непосредственного проникновения в ткани. Токсичность металлов зависит от концентрации, продолжительности действия, температуры, насыщенности воды кислородом и других факторов. Особенности токсического действия металлов заключаются в их универсальном влиянии на живые организмы как общеплазматических ядов и способности к образованию комплексов с компонентами клеток, белков, аминокислот и других радикалов. В патологии водных животных, вызываемой токсичными веществами, следует различать как общие, так и специфические черты, обусловленные своеобразием механизмов действия различных классов токсикантов [Флеров, 1989]. Тяжелые металлы по-прежнему остаются одной из приоритетных групп загрязняющих веществ, имеющих как локальное и региональное, так и глобальное распространение. Их поступление в водную среду связано с природными и антропогенными источниками. Степень накопления микроэлементов в тканях и органах рыб зависит от геохимической среды и типа водного объекта, то есть от абиотических условий, зависит также от функционального состояния организма, сезона наблюдения и пола рыб [Адамова, Босин, 1949]. В качестве объектов данного исследования выбраны медь, цинк, кадмий и свинец, так как они относятся к числу экологически значимых тяжелых металлов по решению Европейской экономической комиссии ООН и являются наиболее важными с позиции водной токсикологии и приоритетными загрязнителями окружающей среды [Зимаков, 1988]. Ионы металлов являются непременными компонентами природных водоемов. В зависимости от условий среды (pH, окислительно-восстановительный потенциал, наличие лигандов) они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей. Истинно растворенные формы металлов, в свою очередь, весьма разнообразны, что связано с процессами гидролиза, гидролитической полимеризации (образованием полиядерных гидроксокомплексов) и комплексообразования с различными лигандами. Соответственно, как каталитические свойства металлов, так и доступность для водных микроорганизмов зависят от форм существования их в водной экосистеме. Многие металлы образуют довольно прочные комплексы с органикой; эти комплексы являются одной из важнейших форм миграции элементов в природных водах. Большинство органических комплексов образуются по хелатному циклу и являются устойчивыми. Комплексы, образуемые почвенными кислотами с солями железа, алюминия, титана, урана, ванадия, меди, молибдена и других тяжелых металлов, относительно хорошо растворимы в условиях нейтральной, слабокислой и слабощелочной сред. Поэтому металлорганические комплексы способны мигрировать в природных водах на весьма значительные расстояния. Особенно важно это для маломинерализованных и в первую очередь поверхностных вод, в которых образование других комплексов невозможно [Мур, Рамамурти, 1987]. Присутствие никеля в природных водах обусловлено составом пород, через которые проходит вода: он обнаруживается в местах месторождений сульфидных медно-никелевых руд и железо-никелевых руд. В воду попадает из почв и из растительных и животных организмов при их распаде. Повышенное по сравнению с другими типами водорослей содержание никеля обнаружено в сине-зеленых водорослях. Соединения никеля в водные объекты поступают также со сточными водами цехов никелирования, заводов синтетического каучука, никелевых обогатительных фабрик. Огромные выбросы никеля сопровождают сжигание ископаемого топлива. Концентрация его может понижаться в результате выпадения в осадок таких соединений, как цианиды, сульфиды, карбонаты или гидроксиды (при повышении значений рН), за счет потребления его водными организмами и процессов адсорбции. В поверхностных водах соединения никеля находятся в растворенном, взвешенном и коллоидном состоянии, количественное соотношение между которыми зависит от состава воды, температуры и значений рН. Сорбентами соединений никеля могут быть гидроксид железа, органические вещества, высокодисперсный карбонат кальция, глины. Растворенные формы представляют собой главным образом комплексные ионы, наиболее часто с аминокислотами, гуминовыми и фульвокислотами, а также в виде прочного цианидного комплекса. Наиболее распространены в природных водах соединения никеля, в которых он находится в степени окисления +2. Соединения Ni³⁺ образуются обычно в щелочной среде. Соединения никеля играют важную роль в кроветворных процессах, являясь катализаторами. Повышенное его содержание оказывает специфическое действие на сердечно-сосудистую систему. Никель принадлежит к числу канцерогенных элементов. Он способен вызывать респираторные заболевания. Считается, что свободные ионы никеля (Ni²⁺) примерно в 2 раза более токсичны, чем его комплексные соединения. В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах концентрация никеля колеблется обычно от 0,8 до 10 мкг/дм³; в загрязненных она составляет несколько десятков микрограммов в 1 дм³. Средняя концентрация никеля в морской воде 2 мкг/дм³, в подземных водах — 103 мкг/дм³. В подземных водах, омывающих никельсодержащие горные породы, концентрация никеля иногда возрастает до 20 мг/дм³ [Уильямс, 1975]. В природные воды соединения кобальта попадают в результате процессов выщелачивания их из медноколчедановых и других руд, из почв при разложении организмов и растений, а также со сточными водами металлургических, металлообрабатывающих и химических заводов. Некоторые количества кобальта поступают из почв в результате разложения растительных и животных организмов. Соединения кобальта в природных водах находятся в растворенном и взвешенном состоянии, количественное соотношение между которыми определяется химическим составом воды, температурой и значениями рН. Растворенные формы представлены в основном комплексными соединениями, а также с органическими веществами природных вод. Соединения двухвалентного кобальта наиболее характерны для поверхностных вод. В присутствии окислителей возможно существование в заметных концентрациях трехвалентного кобальта. Кобальт относится к числу биологически активных элементов и всегда содержится в организме животных и в растениях. С недостаточным содержанием его в почвах связано недостаточное содержание кобальта в растениях, что способствует развитию малокровия у животных (таежно-лесная нечерноземная зона). Входя в состав витамина В₁₂, кобальт весьма активно влияет на поступление азотистых веществ, увеличение содержания хлорофилла и аскорбиновой кислоты, активизирует биосинтез и повышает содержание белкового азота в растениях. Вместе с тем повышенные концентрации соединений кобальта являются токсичными.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах его содержание колеблется от десятых до тысячных долей миллиграмма в 1 дм³, среднее содержание в морской воде 0,5 мкг/дм³ [Майстренко, Хамитов, 1996]. Изучение материальной кумуляции элементов в организме рыб до настоящего времени заключалось в определении критического уровня их накопления, выше которого начинаются функциональные нарушения, но определение абсолютного критического уровня невозможно. В кишечнике рыб, куда вместе с кормом попадают взвешенные вещества, происходит десорбция элементов, которые могут при всасывании питательных веществ поступать в кровь. Таким образом, ионы в воде могут резорбироваться через кожу, жабры, а сорбированные металлы во взвешенном веществе — через кишечник [Попов, 2002]. Fe, Cu и Zn относятся к истинным биоэлементам, но при высоких концентрациях оказывают негативное действие на живые организмы. Кроме того, Cu и Zn являются трассерами антропогенного воздействия (если они не связаны с рудоносностью, добычей и использованием в производстве). СоединенияNi свидетельствуют об индустриальном прессе на окружающую среду. Известно, что концентрации железа, цинка и марганца заметно возрастают в ряду: океанические — морские и полупроходные — пресноводные рыбы, что связывают с увеличением содержания этих элементов в среде при переходе от морских к пресным водам [Патин, Морозов, 1974].

1.2 Биологическое действие оксидов тяжёлых металлов на организм рыб

тяжелый металл наноформа рыба

Считают, что большая часть неорганических соединений металлов поступает в организм гидробионтов с пищей. Например, абсорбция проглоченного свинца не велика — по причине образования нерастворимых форфата Pb₃ (PO₄) ₂ и основного карбоната Pb₃ (CO₃) ₂ (OH) ₂. Но свинец также может поступить с воздухом, в результате загрязнения продуктами горения тетраэтилсвинца Pb (C₂H₅) ₄, который входит в состав бензина (для повышения октанового числа). Свинец воздействует на нервную систему, печень, пищеварительную систему. Никель не так токсичен как свинец, но он легко абсорбируется в органах дыхания, вызывает острый желудочный дискомфорт. Интоксикация никелем приводит к разрушению сердечной и других тканей. Кобальт известен как необходимый компонент витамина В₁₂. Не смотря на полезные свойства кобальта, его избыток уменьшает способность щитовидной железы аккумулировать йод [Берман, Ильзинь, 1968]. В последние годы опубликованы данные многолетнего опыта макроскопического описания органов рыб при токсикозах. Эти исследования показали, что за исключением некоторых анатомо-морфологических особенностей, присущих рыбам, все патогистологические изменения соотносятся с классификацией, разработанной в медицине и в медико-биологических исследованиях. В итоге исследований установлено увеличение тяжести патологических изменений в мотонейронах по мере утраты двигательной и пищевой активности подопытных рыб. Таким образом, экспериментальные исследования по токсикологии рыб значительно расширили знания о механизмах действия токсикантов, о характере динамике интоксикации при различных концентрациях веществ [Врочинский, 1990]. Выявленные закономерности в распределении металлов по органам приморских рыб хорошо согласуются с литературными данными. Цинк концентрируется преимущественно в органах, контактирующих с внешней средой (чешуя, жабры, кожа), а также в органах экскреции и репродуктивных органах. Для железа характерно накопление в органах кроветворения, экскреции и депонирования. Медь находится в значительном количестве в органах кроветворения и репродуктивных органах. Высокий уровень содержания Mn, как и Zn, наблюдается в органах, непосредственно контактирующих с внешней средой. Ni, Pb и Cd обнаруживаются, прежде всего, в органах экскреции и депонирования, что свидетельствует о проявлении механизмов регуляции, перераспределения и выведения поллютантов из организма [Берман, Ильзинь, 1968]. Известно, что содержание Mn в тканях животных и человека, в отличие от растений, невелико, так как он обладает высоким окислительно-восстановительным потенциалом и, как правило, по величине концентрации уступает меди. Вместе с тем у карася уровни содержания Mn сопоставимы с концентрациями Cu в коже, мышцах, почках и гонадах, а в чешуе, жабрах и коже концентрации Mn выше, чем Cu [Карпевич, Шурин, 1977]. Жабры являются органом, где происходит процесс разложения угольной кислоты до CO₂ и H₂O, катализируемый карбоангидразой, в состав которой входит цинк [Стороганов, 1962]. Можно полагать, что в жизни карасей этот фермент приобретает особое значение, так как условия их существования сопряжены с постоянным дефицитом кислорода. С увеличением содержания угольной ангидразы улучшается газообмен между организмом и средой, создаются лучшие условия для протекания метаболических процессов, поэтому организмам требуются более высокие концентрации цинка [Воробьев, Самилкин, 1980]. Физиологическая роль многих металлов ещё до конца не раскрыта, а, следовательно, нет индивидуальной изменчивости количественной оценки оптимального их содержания в организме рыб. Кроме того, известный вытеснительный ряд в химических реакциях в определенной степени сохраняет свое значение и в организме [Попов, 2002]. Патология различных органов и систем, обнаруживаемая исследователями визуально или с помощью световой микроскопии, является итогом влияния токсикантов в заметных концентрациях. В результате отравления тяжелыми металлами нарушается проницаемость оболочек клеток крови. Образующиеся при попадании в организм труднорастворимые гидроксиды, фосфаты, альбуминаты или стойкие комплексы с тяжелыми металлами плохо всасываются из желудочно-кишечного тракта и способны откладываться в органах и тканях, избирательно накапливаясь в них [Моисеенко, 1984]. Соли некоторых тяжелых металлов, оказывающие выраженный токсический эффект на рыб в мягкой и дистиллированной воде, значительно менее токсичны в жесткой и морской воде [Мур, Рамамурти, 1987]. У гурами под воздействием меди и метилртути угнетается антителообразование к антигену вирусной природы, то есть снижается образование специфического иммунитета, а к бактериальному антигену — не вырабатывается совсем [Perlmutter, 1980]. Для выяснения региональных особенностей в аккумуляции металлов органами рыб произведено сравнение содержания микроэлементов в карасях из водоемов юга Приморья и других регионов Евразии: венгерского участка Дуная [Евтушенко, Сытник, 1993] и Оби [Глазунова, 2005].

1.3 Гуппи как объект для определения действия токсических вещестнарыб

Гуппи пользуются вниманием не только аквариумистов. Эта рыбка подобна плодовой мушке дрозофиле, верно служит науке. На ней ставятся опыты для выяснения законов наследственности, испытывается степень очистки сточных вод, действие детергентов, химических веществ, тяжелых металлов; ее же используют в станах с теплым климатом для борьбы с личинками малярийных комаров, москитов. Первая среди рыб гуппи побывала в космосе на борту орбитальной станции «Салют-5». В природе гуппи обитают в пресных, а некоторые, особенно островные популяции, и в солоноватых водах Венесуэлы, Гайаны, на островах Тринидад, Барбадос, Мартиника, а также в некоторых районах северной Бразилии. В результате акклиматизации (целенаправленной — для уничтожения личинок комаров и москитов или стихийной — выпуск аквариумистами) гуппи распространились по всему миру. В естественных условиях длина самок — 5,5−6 см, самцов — 2,5−3 см. В аквариумах, особенно крупных и аэрируемых, длина селекционных форм может достигать 7,5−8 см, самцов — до 4−4,5 см, чаще же самки бывают 5,5−6 см, самцы — до 3,5−4 см. Наряду с обычным серым фоном имеются и рыбы с золотистым (светлым) телом. В отношении объема аквариума гуппи неприхотливы. Пара рыб может жить и размножаться даже в 2 — 3-литровой банке; правда, молодые особи в таком объеме никогда не достигнут крупных размеров тела и плавников. Рыбы могут размножаться в том же аквариуме, где содержатся. Плодовитость самки зависит от ее возраста и размера. При первом нересте у нормально развитых, но мелких самок бывает 10−20 мальков, они вскоре после появления на свет начинают питаться [Полонский, 1987]. При изучении действия токсических веществ (пестицидов, производственных сточных вод и т. д.) на рыб применяется большое количество критериев различной степени чувствительности от «рыбной пробы», то есть определения выживаемости до современных методов исследования на молекулярном уровне. При оценке методик, применяемых для решения задач водной токсикологии, Строгановым неоднократно отмечалась необходимость применять критерии, обеспечивающие биологическую и хозяйственную нормы для основных гидробионтов, полезных человеку, для чего следует определять выживаемость, размножение и плодовитость, качество потомства. Это подтверждено и работами по изучению длительного влияния некоторых альгицидов на развитие, плодовитость и качество потомства рыб. Введенные в среду обитания некоторые альгициды в концентрациях в десятки раз меньших летальных, при длительном воздействии могут существенно влиять на указанные выше показатели. Такое действие токсических веществ может приводить к уменьшению скорости роста и численности рыб, а, следовательно, отражаться на рыбной продуктивности водоема [Чернышева, 1968]. Поэтому совершенно верна точка зрения Строганова [1962], что основными показателями при оценке влияния токсических веществ и определении ПДК для рыб являются рост, развитие, плодовитость и качество потомства. Одним из решающих моментов при оценке действия токсических веществ является выбор объекта, на котором можно проводить испытания. При испытании токсических веществ на промысловых рыбах возникает ряд трудностей, заключающихся в том, что для проведения опытов необходимо иметь хорошо оборудованные экспериментальные базы, обеспечивающие условия для нормального роста, развития и размножения подопытных рыб. Кроме того, проведение таких работ на промысловых рыбах требует много времени, так как большинство из них медленно растут и созревают. Длительное половое созревание заставит проводить трудоемкие морфологические исследования по определению изменений в развитии половых продуктов под действием токсических веществ. Отсутствие ясно выраженных вторичных половых признаков у большинства промысловых рыб затрудняет определение скорости половой дифференцировки. Все это говорит о том, что определение действия токсических веществ на промысловых рыбах займет много времени, потребует много труда и средств. Общеизвестно [Ильин, 1965], что гуппи хорошо растут и размножаются в аквариумах, создать для них оптимальные условия для роста и размножения не представляет трудностей, этого можно достигнуть в любой лаборатории. Кажущимся отрицательным качеством гуппи является то, что они по сравнению с другими рыбами проявляют большую устойчивость к токсическим веществам. Однако эту большую устойчивость гуппи можно связать с тем, что они при испытании находятся в оптимальных условиях, в то время как другие рыбы, выловленные из водоемов и помещенные в экспериментальные условия, находятся в состоянии «стресса», при котором токсичность будет проявляться в значительно большей степени. Как пример влияния содержания в неблагоприятных условиях можно привести данные Кийера и соавторов, которые показали, что содержание гуппи в аквариумах без растений уже приводит к нарушениям у них сперматогенеза и задержке развития гоноподия.

Из литературы известно, что возможности собственной биохимической защиты живых клеток организма от токсического действия чужеродных компонентов ограничены. Резистентность организма водных позвоночных к неблагоприятным условиям среды можно усилить путем использования адаптогенов, вызывающих повышение устойчивости организма к воздействию токсических веществ [Сергеева, Лукьяненко, 2008]. Совершенно очевидно, что многие вопросы водной токсикологии успешно могут решаться при работе на гуппи (изучение механизма действия токсических веществ, определение летальных дозировок, изучение влияния токсических веществ на рост, созревание, развитие, размножение, плодовитость, качество потомства, а также цитоморфологического изменения внутренних органов и др.). Данные, полученные на гуппи, вполне могут быть использованы и до некоторой степени перенесены на промысловых рыб. Естественно, что для того или иного вида рыб, в связи с их большей или меньшей чувствительностью к различным токсическим веществам, потребуется уточнение токсических концентраций. Подтверждением этому служит опыт медицинской и промышленной токсикологии, где испытания проводятся, как правило, на лабораторных животных.

Живородящая рыбка гуппи является обитателем тропиков. Несмотря на это гуппи выдерживают значительные колебания температуры, однако размножение их возможно при температуре не ниже 18−20° С. Оптимальной температурой для них является 22−24° С. Самки гуппи достигают половозрелости в возрасте 180−200 дней и в дальнейшем в зависимости от условий содержания и кормления мечут мальков через каждые 28−35 дней. Впервые созревающие самки при нормальных условиях содержания мечут от 10 до 20 мальков. С каждым последующим пометом плодовитость самок увеличивается и может достигать до 80 особей за один помет. Работу по испытанию токсических веществ лучше проводить, на рыбах одной линии. Это снизит индивидуальную изменчивость, которая у гуппи может достигать значительных величин. Для проведения опытов на гуппи по испытанию токсических веществ лучше иметь стеклянные аквариумы. Обычные каркасные аквариумы применять не рекомендуется, так как металл каркаса может окисляться и влиять на качество воды, а также реагировать с вводимыми для испытания препаратами. Дно аквариума должно быть засыпано песком. Лучше всего брать речной хорошо промытый песок без примесей глины, которая может давать трудно устранимую муть. Песок насыпается, в зависимости от объема аквариума, слоем от 2,5 до 8,0 см. Вода из водопровода перед залитием в аквариумы должна быть хорошо отстояна, а при выпадении осадка профильтрована через гигроскопическую вату. Аквариумы приготовляются за 5−7 дней (а если возможно и больше) до постановки опыта. Это нужно для того, чтобы растения укоренились и окрепли, а вода отстоялась. Общеизвестно, что действие токсических веществ находится в прямой зависимости от температуры, поэтому опыты рекомендуется проводить при определенной постоянной температуре. Это также будет способствовать сравнимости результатов опытов, проведенных по определению токсичности различных препаратов разными исследователями, и позволит дать сравнимые результаты. Температуру в опытах можно регулировать при помощи контактных термометров и реле. При работе с гуппи, как представителем тропической фауны, оптимальным является освещение в течение 12 час. Автоматическое регулирование светового режима также достигается при помощи приборов. В случае отсутствия приборов для регулирования температуры и освещения опытные и контрольные серии следует проводить в сходных условиях, однако это намного будет уменьшать ценность полученных данных. В опытах необходимо учитывать жесткость воды, что имеет большое значение при определении токсичности. При проведении опытов необходимо наблюдать за состоянием растений, проверять кислородный режим, рН и СО₂, а также проводить контроль за скоростью разложения токсического вещества. Все это необходимо потому, что действие токсического вещества складывается из прямого токсического действия и косвенного за счет неблагоприятных изменений в водоеме, которые оно вызывает. Влияние тяжелых металлов сказывается и на подвижность исследуемых рыб. Локомоторное поведение рыб, помещенных в аквариум, организовано как в пространстве, так и во времени. Действие ДДТ в сублетальных концентрациях вызывают изменения траектории плавания золотых рыбок, нарушая направления последовательных поворотов [Davyetall, 1972]. Локомоторная активность как правило изменяется периодически, и поэтому эффект внешних воздействий зависит от фазы ее ритма. При влиянии ионов цинка на гольянов, максимум активности которых приходится на день в нормальных условиях, сначала активность возрастает как днем, так и ночью, затем снижается и максимум активности смещается в темному времени суток [McFarlane, Livingston, 1983]. При соблюдении указанных условий на гуппи можно проводить испытание токсических веществ по различным показателям [Ильин, 1965].

2. Материал и методы исследований

Объектом исследования были гуппи (Poecilialebistesreticulata). Положительными свойствами которых являются их малые размеры, неприхотливость к условиям обитания, короткий цикл развития, рано появляющиеся и четко выраженные вторичные половые признаки, почти 100% -ная выживаемость мальков в обычных аквариумных условиях, легкость разведения и кормления, а также возможность получения массового количества однородного подопытного материала в течение всего года. Все это делает гуппи чрезвычайно удобным объектом для исследования. Эксперимент проводился с 8 июля по 30 июля 2011 г. Гуппи в количестве 40 штук были доставлены в лабораторию и помещены в один общий аквариум. Далее после кормления они были распределены по четырём аквариумам по 10 штук в каждый, ёмкость каждого аквариума — 5 л. Подача кислорода в аквариумы постоянно осуществлялась работой компрессоров. Кормили рыбок специализированным кормом для гуппи с набором витаминов и микроэлементов. В опыте мы использовали оксиды тяжёлых металлов в наноформе: NiO, CoO, FeO (концентрации всех оксидов по 0,5 мг/л). Контрольные животные содержались в отстоянной артезианской воде. Ежедневно мы подсчитывали количество погибших особей и удаляли их из аквариума. Растворы менялись 1 раз в неделю. Температура воды ежедневно контролировалась и поддерживалась в пределах +22 +25 С^о. Контрольная и опытная серии в отношении температуры, света, корма, объема аквариумов, плотности посадки, качества воды, количества растений, находились в максимально сходных условиях. Просмотр рыб проводился не реже одного раза в 5 дней. Полученные данные были обработаны стандартными статистическими методами по Лакину.

3. Влияние оксидов тяжелых металлов в наноформе на показатели роста и смертности гуппи (Poecilialebistesreticulatus)

3.1 Влияние различных концентраций оксидов тяжёлых металлов на скорость роста и вес гуппи

Результаты воздействия оксидов тяжелых металлов на размерно-весовые показатели гуппи приведены в таблицах 1 и 2, а также проиллюстрированы на рисунках 1 и 2.

Таблица 1-Изменение длины тела гуппи (см) под влиянием оксидов тяжёлых металлов в наноформе (lim, x_ср±m)

Сравнение длин тела гуппи в разных вариантах опыта с помощью критерия Стьюдента показало, что различий ни в одном варианте не выявлено

(t = 0,36; 0; 0,56; 0,26; 0,56 — для контроля, 0,61; 1,21; 0,61; 0,48; 0,61 — для FeO, 0,30; 0,61; 0,30; 0,70; 0,61 — для NiO, 0,48; 0,56; 0,18; 0,19 — дляCoO)

при t_ст = 2,10 для Р = 0,05. Таким образом, можно сделать вывод, что скорость роста гуппи не зависит от воздействия оксидов тяжелых металлов. Это можно увидеть изрисунка 1.

Рисунок 1 — Зависимость длины тела гуппи от количества дней, проведенных ими в различных оксидах тяжелых металлов в наноформе Из рисунка 1 видно, что во всех вариантах опыта размерные показатели меняются незначительно.

В таблице 2 приведены изменения массы тела гуппи под воздействием оксидов тяжелых металлов в наноформе.

Таблица 2 — Масса тела гуппи (мг) под влиянием оксидов тяжелых металлов в наноформе (lim, x_ср ± m)

Сравнение массы тела гуппи в разных вариантах опыта с помощью критерия Стьюдента показало, что различий ни в одном варианте не выявлено (t = 0,43; 0,18; 0,06; 0,41; 0,19 — для контроля, 0,57; 0,21; 0,22; 0,28; 0,65 — для FeO, 0,35; 0,31; 0,07; 0,12; 0,53 — для NiO, 0,24; 0,66; 0,91; 1,75 — дляCoO. t_ст = 2,10 для Р = 0,05. Таким образом, можно сделать вывод, что масса тела гуппи также не зависит от воздействия оксидов тяжелых металлов. Это можно увидеть по рисунку 2.

Рисунок 2 — Зависимость массы тела гуппи от количества дней проведенных ими в различных оксидах тяжелых металлов в наноформе Из данного рисунка можно сделать вывод, что масса тела гуппи не зависит от оксидов тяжелых металлов, так как весовые показатели особей, находящихся в емкостях с оксидами тяжелых металлов в наноформе заметно не отличаются от показателей в контроле.

Таким образом, различий в длине и массе тела гуппи в контроле и вариантах опытов не обнаружено, следовательно, оксиды металлов в наноформе на данные показатели онтогенеза не влияют.

3.2 Влияние различных концентраций оксидов тяжёлых металлов на показатели смертности и рождаемости гуппи

К 5-му дню опыта процесс живорождения гуппи остановился, их численность стала падать.

Выживаемость гуппи в контроле и в растворах оксидов тяжелых металлов представлена в таблице 3.

Таблица 3 — Выживаемость гуппи в контроле и при действии оксидов тяжелых металлов

В контроле выживаемость гуппи была наивысшей, а после опыта в живых осталось 90% особей. Гибель гуппи в растворах оксидов начинается в первые дни опыта. Сравнение своих данных с данными похожей работы Шиян приводит к выводу, что при развитии головастиков в сточных водах сахарных заводов обоих типов при добавлении оксидов металлов в наноформе, наблюдается другая картина. Так, добавление нанопорошков трех исследованных оксидов металлов (за исключением оксида меди) к 10 и 25% растворам сточных вод снижает смертность головастиков во всех случаях по сравнению с раствором стоков без нанопорошков. Особенно сильно (на 30−35%) снижение происходит при действии оксида кобальта, что может объяснить его наибольшей площадью удельной поверхности по сравнению с другими изученными нами оксидами металлов. Добавление оксидов нанопорошков кобальта, никеля и железа ускорило темпы роста головастиков в сточных водах во всех вариантах опытов. Самый высокий прирост длины тела обнаружен при добавлении к растворам сточных вод нанопорошка оксида железа (на 59−66% выше, чем в растворах сточных вод без добавления нанопорошка). Отмеченное ускорение роста длины тела головастиков в сточных водах сахарных заводов при добавлении наночастиц оксидов металлов, говорит о том, что данные вещества могут выступать в качестве адаптогенов, повышающих резистентность личинок амфибий к некоторым загрязнителям, в частности к сточным водам сложного состава, имеющим в своем составе большое количество взвешенных веществ.

В работах Шиян предположено, что в качестве веществ, вызывающих повышение устойчивости организма к воздействию токсических веществ, могут выступить оксиды тяжелых металлов в наноформе, которые обладают высокой абсорбционной способностью по отношению к органическим загрязнителям. Было установлено, что добавление нанопорошков оксидов кобальта, железа, меди и никеля не влияет на выживаемость икры озерной лягушки в высоких концентрациях сточных вод (50 и 100%) сахарных заводов. В низких концентрациях сточной воды (10 и 25%) и в чистой воде смертность икры уменьшается в 1,5−2 раза при добавлении оксида кобальта по сравнению с контролем.

В исследованиях, проведенных мною, были получены данные, проиллюстрированные на рисунке 3.

Рисунок 3 — Выживаемость гуппи в контроле и растворах оксидов тяжелых металлов в наноформе.

Также изменение численности гуппи связано с тем, что они являются живородящими, поэтому к пятому дню количество особей увеличилось в контроле и оксиде никеля в наноформе. В остальных же вариантах опыта увеличение численности не наблюдалось. Это говорит о том, что NiO в наноформе не изменял репродуктивные споосбности гуппи, в отличие от других, использованных в опыте, оксидов тяжелых металлов в наноформе.

К десятому дню живорождение завершилось, далее численность особей снижается. Процентные показатели гибели гуппи в контроле и в растворах оксидов тяжелых металлов представлены в таблице 4.

Таблица 4 — Показатели гибели гуппи в растворах оксидов тяжелых металлов и в контроле

При добавлении оксида никеля гибель гуппи начинается на 15 сутки, при добавлении оксида железа и оксида кобальта — на5 сутки.

При добавлении оксида никеля мы наблюдаем гибель 50% животных на 17 день. При добавлении оксида железа 50% гибель наступает на 20 день. При добавлении оксида кобальта 50% гибель гуппи начинается на 15 день.

В контроле выживаемость гуппи была максимальной. Только добавление оксида кобальта привело к 100% смертности.

Таким образом, в большинстве случаев добавление оксидов тяжёлых металлов не вызывало улучшения выживаемости гуппи, а в некоторых случаях даже ухудшило её.

Это видно из рисунка 4.

Рисунок 4 — Показатели гибели гуппи в растворах оксидов тяжелых металлов и в контроле.

В курсовой работе А. В. Калямовой при добавлении нанометаллов в концентрациях 0,5 мг/л определяются другие показатели выживаемости головастиков озёрной лягушки, в отличие от гуппи. При добавлении NiO, CoO, CuOк FeSO₄ в концентрации 5,0 мг/л гибель головастиков начинается на 3 день, 50% гибель наступает на 10−25 дни, 100% смертность с добавлением CoO наступает на 40 день, а с NiOи FeO на 30 день.

Заключение

Таким образом, изучение оксидов тяжелых металловFеO, СuO, NiOв наноформе в опытах с гуппи позволило сделать следующие выводы:

1. В результате лабораторных исследований выяснено, что оксиды тяжёлых металлов оказывают отрицательное воздействие на показатели выживаемости. Однако оксид кобальта наиболее активен в своем отрицательном воздействии по сравнению с другими, применяемыми в исследовании оксидами тяжелых металлов. Именно добавление оксида кобальта в наноформе привело к 100% -ной смертности.

2. Различий в длине и массе тела гуппи в контроле и вариантах опытов не обнаружено. Оксиды металлов в наноформе на данные показатели онтогенеза не влияют.

3. В контроле и опыте сNiO в наноформе у гуппи произошло размножение, то есть оксид никеля не изменял репродуктивные способности гуппи.

Библиографический список

1. Адамова A. A., Босин А. Г. Естественное содержание некоторых микроэлементов в рыбах Баренцова моря // Гигиена и санитария. 1949. № 11. С.34−38.

2. Берман Ш. А., Ильзинь А. Э. Распределение микроэлементов марганца, железа, меди и цинка в органах и тканях пресноводных промысловых рыб // Микроэлементы в организме рыб и птиц. Рига: Зинатне, 1968. С.5−18.

3. Брень Н. В., Домашлинец В. Г. Беспозвоночные как мониторы полиметаллического загрязнения донных // Гидробиол. журн. 1998. Т.34, № 5. — С.80−93.

4. Воробьев В. И., Самилкин Н. С. Микроэлементы у растительноядных рыб // Роль микроэлементов в жизни водоемов. М.: Наука, 1980. С. 24 49.

5. Врочинский К. К. Ихтиотоксикологическая характеристика химических веществ (пестициды, углеводороды, металлы, радионуклиды) // Гидробиол. журн. 1990. С.3−16.

6. Глазунова И. А. Содержание и особенности распределения тяжелых металлов в рыбах верховьев Оби: Автореф. дис. канд. биол. наук. Барнаул: АлтГУ, 2005.19 с.

7. Евтушенко Н. Ю., Сытник Ю. М. Тяжелые металлы в рыбах среднего Дуная // Водные ресурсы. 1993.Т. 20. № 5. С.605−614.

8. Зимаков И. Е. Роль химических наук в решении проблем ихтиотоксикологии // Первая Всесоюзная конференция по рыбохозяйственной токсикологии: Рига, 1988. — Ч.1. С.148−149.

9. Ильин М. Н. Аквариумное рыбоводство. Изд-во МГУ, 1965.246 с.

10. Калямова А. В. Влияние солей тяжёлых металлов на личиночное развитие озёрной лягушки // Курсовая работа № 2. Краснодар, 2010.37с.

11. Карпевич А. Ф., Шурин А. Т. Роль марганца в обменных процессах моллюсков Балтийского моря // Биология моря. 1977. № 6. С.50−57.

12. Лакин Г. Ф. Биометрия. М.: Высшая школа, 1980.293 с.

13. Майстренко В. Н., Хамитов Р. З. Экологический мониторинг суперэкотоксикантов. М.: Химия, 1996.320 с.

14. Можановский В. И., Сытник Ю. М. Тяжёлые металлы в организме бурых лягушек из наземных биотопов водоемов городской зоны Киева // Биоразнообразие и роль зооценоза в естественных и антропогенных экосистемах. Днепропетровск: Из-во ДНУ, 2005. С.374−376.

15. Моисеенко Т. И. Изменение физиологических показателей рыб как индикатор качества водной среды, Апатиты, КНЦ РАН, 1984.63 с.

16. Мур Дж.В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. М.: Мир, 1987.285 с.

17. Патин С. А., Морозов Н. П. Некоторые аспекты проблемы загрязнения морской среды тяжелыми металлами // Труды ВНИРО. 1974. Т.3. С.7−12.

18. Патин С. А., Петров А. А. Рационно-гигиеническая оценка качества промысловых гидробионтов // Труды ВНИРО. 1980. Т.32. С. 40.

19. Перевозников М. А., Понаморенко A.M. Распространение тяжелых металлов среди различных звеньев экосистемы бассейна Ладожского озера. СПб.: ГосНИОРХ, 1990.25с.

20. Перевозников М. А. Токсико-гельминтологическая оценка качества рыбного сырья в водоемах Волжского бассейна. СПб.: ГосНИОРХ, 1995.29 с.

21. Попов И. А. Накопление и распределение тяжелых и переходных металлов в рыбах Новосибирского водохранилища // Вопросы ихтиологии, 2002, Т.42, Т 2. С.264−270.

22. Полонский А. В. Гуппи как объект для определения действия токсических веществ на рыб // Рыбоводство № 5.1987. С. 24.

23. Сергеева Н. Р., Лукьяненко В. И. Общая ихтиотоксикология. Краснодар: 2008.157с.

24. Строганов Н. С. Экологическая физиология рыб. М.: Изд-во МГУ, 1962.443с.

25. Уильямс Д. Металлы жизни. М.: Мир, 1975.236 с.

26. Флеров Б. А. Эколого-физиологические аспекты токсикологии пресноводных животных. Л.: Наука, 1989.138 с.

27. Христофорова Н. К. Биоиндикация и мониторинг загрязнения морских вод тяжелыми металлами. М.: Мир, 1989.267 с.

28. Чернышева В. М. Влияние монурона на плодовитость рыб (на примере гуппи) // Цветениеводы. Киев. 1968.312 с.

29. Шиян А. А. Экологическая характеристика озерной лягушки (RanaridibundaPall) при обитании на полях фильтрации сахарных заводов: Автореф. дис. канд. биол. наук. Саратов, 2011.21 с.

30. Davy F. V., Kleerecoper H., Gensler P. Effect of exposure to sublethal DDT on the locomotor behavior of goldfish (Carassiusauratus) // J. Fish Res. Board Canada, 1972. Vol.29. N 9. Р.1333−1336.

31. McFarlane R. B., Livingston R. J. Effect of acidified water on the locomotor behavior of the Gulf killifish, Fundulusgrandis: a time series approach // Arch. Environ. Contam., Toxicol. 1983. Vol.12. N.2. Р.163−168.

32. Perlmutter A. Methylmercury/cooper effects on hemosiderin: possible mechanism of immune suppression in fish // Bull. Environ. Contam., Toxicol. 1980. Vol 24. N 5. Р.704−710.