Оценка токсичности стробилуриновых фунгицидов для гидробионтов тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 03.02.08, кандидат биологических наук Федорова, Елена Анатольевна

• Федорова, Елена Анатольевна
• кандидат биологических наук
• 2012

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Федорова, Елена Анатольевна

СОДЕРЖАНИЕ

стр.

Введение

ГЛАВА 1. ОСНОВНЫЕ ПРИНЦИПЫ ОЦЕНКИ ПЕСТИЦИДНОГО

ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ВОДНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ

1.1. Пестициды в современном мире и их классификация

1.2. Стробилуриновые фунгициды - характеристика и биологическое действие

1.3. Экологические проблемы пестицидного загрязнения водных экосистем

1.4. Механизмы токсического действия пестицидов на гидробионтов

1.4.1. Физиологические нарушения у гидробионтов при пестицидном воздейсвии

1.4.2. Биохимические процессы при пестицидной интоксикации

ГЛАВА 2. ПОСТАНОВКА ЭКСПЕРИМЕНТОВ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

2.1. Объекты и материалы исследования

2.2. Постановка экспериментов

2.3. Методы биохимических исследований

2.3.1. Получение биологических материалов для биохимического анализа

2.3.2. Определение содержания малонового диальдегида

2.3.3. Определение активности супероксиддисмутазы

2.3.4. Определение активности каталазы

2.3.5. Определение активности кислой фосфатазы

2.3.6. Определение активности ацетилэстеразы

2.3.7. Определение активности карбоксилэстеразы

2.3.8. Определение содержания восстановленного глутатиона

2.3.9. Определение активности глутатионредуктазы

2.3.10. Определение активности гаммаглутамилтрансферазы

2.3.11. Определение активности глутатион-Б-трансферазы

2.3.12. Определение содержания общего белка

2.4. Математическая обработка результатов

2.4.1. Расчет токсикометрических параметров

2.4.2. Статистическая обработка данных

ГЛАВА 3. РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ И ИХ ОБСУЖДЕНИЕ

3.1. Токсикологическая оценка стробилуриновых фунгицидов по ток-

сикометрическим параметрам и клиническим признакам интоксикации у гидробионтов

3.1.1. Оценка степени острой токсичности стробилуринов для зоо-планктонных организмов

3.1.2. Оценка степени острой токсичности стробилуринов для зообен-тосных организмов

3.1.3. Оценка степени острой токсичности стробилуринов для рыб

3.2. Особенности биохимического статуса гидробионтов при действии стробилуринов на ранних стадиях интоксикации

3.2.1. Влияние стробилуринов на интенсивность ПОЛ в тканях брюхоногих моллюсков и карповых рыб в остром эксперименте

3.2.2. Активность антиоксидантных ферментов у брюхоногих моллюсков и карповых рыб при действии стробилуриновых фунгицидов на ранних стадиях токсического процесса

3.2.3. Активность детоксикационных процессов у брюхоногих моллюсков и карповых рыб при остром воздействии стробилуринов

3.3. Оценка формирования метаболических нарушений у карповых рыб при действии стробилуринов в длительном 15-ти суточном эксперименте

3.4. Действие стробилуринов на биологические показатели жизнедеятельности ветвистоусых ракообразных в хроническом эксперименте

3.5. Влияние стробилуринов на эмбриональное и раннее постэмбриональное развитие осетровых рыб

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

ВЫВОДЫ

СОКРАЩЕНИЯ

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Оценка токсичности стробилуриновых фунгицидов для гидробионтов»

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность исследований. Изменение свойств водной среды в результате использования химических загрязнений нанесло значительный ущерб биопродуктивности многих водоемов (Брагинский, 1998). Особенно остро это проявилось уже 60 - 70 годы XX столетия. Стало очевидным, что использование разных классов веществ оказывают губительное влияние на водные экосистемы. Пестициды - выступают одним из важных факторов загрязнения окружающей среды (Потапов, Ястребов, 1998; Соколов и др., 2001). Однако, ни одна страна мира в настоящее время не смогла отказаться от использования пестицидов, что, в свою очередь приводит к неизбежному попаданию этих химических соединений в водоемы. Находясь в водной среде, пестициды могут вызывать различные патологические изменения, как у отдельных гидробионтов, так и у целых сообществ (Федоров, Яблоков, 1999).

Анализ литературных данных свидетельствует о том, что сравнительно полные токсиколого-биохимические исследования на гидробионтах проведены лишь при изучении действия пестицидов, которые используются в сельском хозяйстве уже несколько десятилетий (это хлор- и фосфорорганические соединения, карбаматы, пиретроиды). Доказана их высокая токсичность для водных сообществ.

В настоящее время создаются пестициды новых поколений (Грапов, 1995; РНтшег, 1996). Важным является изучение поведения таких современных пестицидов в водных экосистемах. Последнее вызвано тем, что гидро-бионты, вследствие определенных физико-химических особенностей самой среды обитания и процессов их взаимодействия с этой средой, оказываются в большинстве случаев наиболее чувствительными к антропогенному загрязнению экосистем (Врочинский, Мухопад, 1988; Брагинский, 1998).

Стробилурины представляют собой новое, 4-е поколение, фунгицидов с очень широким спектром трансламинарного мезосистемного действия, обладающие высокой эффективностью в борьбе практически со всеми грибко-

выми заболеваниями растений (Рубчиц, 2005). Они обладают новым механизмом фунгицидного действия: подавляют митохондриальное дыхание в грибах путем блокировки перемещения электронов в цитохромах «Ь» и «с» дыхательной цепи (Багодский, Санин, 1991).

В известной нам литературе практически нет сведений о влиянии стро-билуринов на водные объекты, не исследованы механизмы токсического действия на гидробионтов, не налажена на должном уровне система мониторинга этих соединений в водоемах. Тем не менее, использование стробилуринов в сельском хозяйстве, как современных средств защиты растений, увеличивается год от года, в результате возрастает опасность попадания их в водоемы.

Вследствие этого, актуальным является изучение влияния стробилури-новых фунгицидов на формирование структурно-метаболических и биологических нарушений у гидробионтов разных систематических групп.

Цель и задачи исследования. Цель работы - оценка токсичности стро-билуриновых фунгицидов для гидробионтов на основе изучения патологических, адаптивных и детоксикационных процессов у них.

В соответствии с целью были поставлены следующие задачи:

1. Установить токсикометрические параметры стробилуриновых фунгицидов (Трифлоксистробин, Пиракластробин, Димоксистробин и Флу-оксастробин) для представителей зоопланктона, зообентоса и рыб в различных фазах онтогенеза (предличинки осетровых рыб, сеголетки карпа).

2. Изучить изменения интенсивности перекисного окисления липи-дов (ПОЛ), состояние систем I и II фаз детоксикации и антиоксидантной защиты у карповых рыб и брюхоногих моллюсков при действии фунгицидов на ранних стадиях развития токсического процесса.

3. Изучить влияние стробилуринов на биохимические процессы у сеголеток карпа в условиях длительного 15-ти суточного эксперимента.

4. Исследовать действие стробилуринов на биологические показатели жизнедеятельности зоопланктонных организмов в хроническом эксперименте.

5. Изучить влияние стробилуринов на эмбриональное и раннее постэмбриональное развитие осетровых рыб.

6. Определить порог чувствительности у разных видов гидробио-нтов к действию стробилуринов.

Научная новизна работы. В работе впервые проведена комплексная оценка токсического действия стробилуриновых фунгицидов на ветвисто-усых ракообразных, брюхоногих моллюсков и рыб в различных фазах онтогенеза (эмбрионы и предличинки осетровых рыб, сеголетки карпа) в условиях острых и хронических экспериментов - это позволяет оценивать химическое поражение на разных стадиях патологического процесса. Проведен сравнительный анализ интенсивности процессов перекисного окисления ли-пидов, антиоксидантной защиты, первой и второй фаз детоксикации у рыб и брюхоногих моллюсков при интоксикации стробилуринами. Впервые изучены основные показатели жизнедеятельности ветвистоусых ракообразных, пластического обмена у осетровых рыб на ранних стадиях онтогенеза, установлены аномалии развития эмбрионов и предличинок при действии фунгицидов данного класса.

Теоретическая и практическая значимость. Результаты исследований вносят значительный вклад «в базу данных» по водной токсикологии. Проведенные исследования позволяют выявить закономерности формирования адаптивных и патологических процессов у гидробионтов в ответ на краткосрочное и длительное воздействие стробилуриновых фунгицидов и оценить их потенциальную опасность для водных организмов.

Практическая значимость работы заключается в следующем: определены токсикометрические параметры и дозоэффективные зависимости воздействия изученных фунгицидов для гидробионтов разных систематических групп, установлены наиболее чувствительные тест-объекты при интоксикации стробилуринами. Найдены информативные биохимические и биологические параметры, характеризующие развитие в организмах гидробионтов пес-тицидной интоксикации, которые могут быть использованы при проведении

эколого-токсикологического мониторинга водных экосистем. На основе изучения показателей жизнедеятельности 4-х поколений ветвистоусых ракообразных при действии фунгицидов впервые определены пороги чувствительности зоопланктонных организмов к действию стробилуринов, что является необходимым условием обоснования безвредных уровней содержания их в воде рыбохозяйственных водоемов.

Разработанный комплекс показателей используется в научных исследованиях отдела рыбохозяйственной токсикологии ФГУП «АзНИИРХ». Материалы проведенных исследований легли в основу разработки 4-х рыбохозяйственных нормативов (ПДК) стробилуриновых фунгицидов.

Основные положения, выносимые на защиту:

1. Исследованные стробилурины (Трифлоксистробин, Пиракласт-робин, Димоксистробин и Флуоксастробин) особо токсичны для зоопланктона; особо- либо высокотоксичны для рыб на разных стадиях жизненного цикла (от эмбрионов до взрослых особей). Для зообентоса острая токсичность стробилуринов возрастает от среднетоксичного Флуоксастробина до особотоксичного Димоксистробина.

2. Закономерности формирования биохимических адаптивных и патологических процессов у гидробионтов при действии стробилуринов:

а) действие Пираклостробина и Трифлоксистробина на уровне минимальных летальных концентраций (Ж)6) в начальные сроки интоксикации (1_е _ 4_е сутки) вызывает нарушение про/анти-оксидантного баланса в тканях сеголетков карпа и брюхоногих моллюсков параллельно с активацией де-токсикационных процессов.

б) 15-ти суточное воздействие Димоксистробина на уровне минимальной летальной концентрации приводит к срыву адаптационных механизмов, проявившихся в начальные сроки интоксикации, увеличивая его токсичность для рыб.

3. В хроническом эксперименте у ветвистоусых ракообразных происходят необратимые нарушения, связанные с развитием, ростом и репродук-

цией, в растворах с низкими концентрациями всех исследованных фунгицидов.

4. Стробилурины нарушают пластический обмен у предличинок бесте-ра, снижая их линейный и весовой рост, и обладают выраженным тератогенным действием для эмбрионов и предличинок осетровых рыб.

5. Наиболее чувствительными к действию стробилуринов оказались ветвистоусые ракообразные, эмбрионы и предличинки осетровых рыб.

Апробация работы. Материалы диссертации были представлены на российских и международных конференциях: Международная конференция: «Современные проблемы физиологии и биохимии водных организмов» (Петрозаводск, 2010); Международная научая, конференция «Современное состояние водных биоресурсов и экосистем морских и пресных вод России: проблемы и пути решения» (Ростов-на-Дону, 2010); Седьмая международная научно - практическая конференция молодых ученых по проблемам черного и азовского морей «Понт Эвксинский» (Севастополь, 2011); Всероссийской конференции с международным участием «Современные проблемы водной токсикологии к 100-летию со дня рождения профессора Е.А. Веселова» (Петрозаводск, 2011); IV Всероссийской конференции по водной экотоксиколо-гии «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» Институт биологии внутренних вод им. И.Д. Папанина РАН (п.Борок, 2011).

Публикации. По теме диссертации опубликовано 13 научных работ, в том числе 3 статьи в изданиях из перечня ВАК. Доля участия автора в публикациях составляет 59 % (3,56 п.л.)

Структура и объем диссертации. Диссертационная работа изложена на 143 страницах печатного текста. Состоит из введения, трех основных глав, заключения, выводов, списка использованной литературы, включающей 115 источников отечественных и 55 зарубежных авторов. Содержит 35 таблиц и 28 рисунков.

Личный вклад автора в работу заключается в непосредственном выполнении экспериментальных исследований по всем разделам диссертацион-

ной работы, проведении анализа и обобщения результатов работы, сбора и систематизации литературных данных. Исследования по эмбриологии и тератогенному анализу осетровых рыб проводились совместно с к.б.н. Щербаковой Н.И. и к.б.н. Катасковой С.И.

ГЛАВА 1. ОСНОВНЫЕ ПРИНЦИПЫ ОЦЕНКИ ПЕСТИЦИДНОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ НА ВОДНЫЕ ЭКОСИСТЕМЫ

1.1. Пестициды в современном мире и их классификация

Пестициды - общепринятое в мировой практике собирательное название химических средств защиты растений и животных, состоящее из двух слов - реБйз - вред и Ыёо - убивать (смысловой перевод - вредоубивающие средства). Пестициды обладают биологической активностью и могут вызывать нарушения жизнедеятельности не только тех живых организмов, против которых их применяют, но и других, в том числе гидробионтов, теплокровных животных и человека (Мельников, 1987; Мельников, Новожилов и др., 1995). Однако ведения сельскохозяйственного производства в настоящее время немыслимо без пестицидов. Причинами широкого применения пестицидов в развитых странах является стремление к повышению эффективности сельскохозяйственного производства и прибыли химических компаний, в развивающихся странах - это быстрый рост населения, нуждающегося в дополнительных ресурсах пищи. Современное общество оказалось на своеобразной пестицидной "игле" - необходимость поддержания урожайности сельскохозяйственных культур ведет к очередному витку синтеза препаратов новых поколений и росту объемов их производства (Федоров, Яблоков, 1999).

Использование пестицидов в мире за последние 20 лет претерпело существенные изменения. Развитые страны преимущественно используют новые и менее токсичные гербициды, инсектициды и фунгициды. Развивающиеся страны применяют в основном инсектициды и фумиганты с высокой токсичностью (Черных, 2003). В Российской Федерации отмечена тенденция увеличения использования высокоактивных пестицидов с низкими нормами расхода, наносящих минимальный ущерб окружающей среде (Ильницкая и др., 2001). В тоже время приоритетными загрязнителями продолжают оставаться пестициды из групп пиретроидов, фосфор - и хлорорганических соединений (Чибураев др., 2003; Иванов, Васильев, 2005). В мире ежегодно

синтезируются тысячи новых потенциальных пестицидов, и лишь один из 10000 выдерживает все тесты энтомологических, производственных и эколо-го-гигиенических исследований и, в конечном счете, внедряется в народное хозяйство. В последние годы (2001-2007 гг.) отмечается тенденция роста объемов пестицидов за пятилетие 2001-2005 гг. и 2 года текущего пятилетия по сравнению с предшествующим. В настоящее время производством пестицидов занимается около 10 химических предприятий (Захаренко, 2008). Сейчас на основе более 1000 химических веществ разных классов производится до 100000 технических форм пестицидов (Врочинский, Мухопад, 1988; Семенов и др., 2000).

В зависимости от цели и направления использования пестициды разделяются на следующие основные группы, представленные в таблице 1.

Таблица 1 - Производственная классификация пестицидов

Название группы пестицидов Направление использования

акарициды для борьбы с растительноядными клещами

альгициды для уничтожения водорослей и другой сорной растительности в водоемах

антигельминты для борьбы с паразитическими червями у животных

бактерициды для борьбы с бактериями и бактериальными болезнями растений

гербициды для борьбы с сорными растениями

десиканты для подсушиванеия листьев

дефолианты для удаления листьев

зооциды для борьбы с грызунами

инсектициды для борьбы с вредными насекомыми

моллюскоциды для борьбы с моллюсками

нематоциды для борьбы с круглыми червями

регуляторы роста вещества, влияющие на рост и развитие растений

реппеленты для отпугивания насекомых

фунгициды для борьбы с грибными болезнями растений и различными патогенными грибами

В качестве пестицидов применяются химические вещества, входящие в

различные классы химических соединений. Наиболее широко распространенные пестициды по своему химическому составу относятся к следующим химическим классам (Мельников, 1987), представленным в таблице 2

Таблица 2 - Химическая классификация пестицидов

Химический класс Пестициды, представители класса

1 2

Хлорорганические соединения

галогенпроизводные алифатических углеводородов 1,2-диброметан, 1,2-дихлорэтан, 1,3-дихлорпропан, гексахлорбутандиен и др.

галогенпроизводные алициклических углеводородов линдан, токсафен, полихлорпинен, хлордан, гептахлор, альдрин и др.

галогенпроизводные ароматических углеводородов гексахлорбензол, ДДТ и его аналоги и др.

Органические соединения фосфора

производные фосфористой кислоты (фо-сэтилаллюминий, фолекс и др.) фосэтилаллюминий, фолекс и др.

производные фосфорной кислоты ДДВФ, пропафокс, фосфолан и др.

производные тиофосфорной и дитио-фосфорной кислот фоксим, изофенфос, паратион, фенитротион, байтекс, гетерофос, этафос, актеллик, мала-тион, антио, бензофосфат, сайфос и др.

производные фосфоновых и фосфиновых кислот хлорофос, этрел, гидрел, глифосат и др.

Алифатические карбоновые кислоты и их производные

моно- и дикарбоновые кислоты, их эфи-ры, галогенпроизводные монокар-боновых кислот далапон, амибен, трихлороацетат натрия и др.

аминокислоты и их производные металаксил, бензоилропэтил и др.

амиды кислот пропанид, алахлор, диметахлор и др.

Алициклические карбоновые кислоты и их производные

производные циклопропанкарбоновой кислоты и их синтетические аналоги -пиретроиды аллетрин, тетраметрин, циперметрин, пер-метрин др.

Ароматические карбоновые кислоты и их производные

производные бензойной и гидроксибен-зойных кислот 2,3,6-трихлорбензойная кислота, дикамба, иоксинил, бромоксинил и др.

Арилоксиалканкарбоновые кислоты и их производные

арилоксиуксусные кислоты 2,4-Д, 2М-4Х и др.

арилоксифеноксипропионовые кислоты и их производные дихлофоп-метил, топик, феноксапроп-этил и др.

Производные карбаминовых кислот

Производные карбаминовой, тио- и ди-тиокарбаминовых кислот карбарил, карбофуран, метомил, альдикарб, фенмедифам, феноксикарб, триаалат, манеб, цинеб, метирам, полирам и др.

Производные аминосоединений

Производные мочевины, тиомочевины, сульфонилмочевины диурон, дозанекс, фенурон, хлорсульфурон, метсульфурон-метил и др.

Гетероциклические соединения с одним гетероатомом в цикле

производные фурана карбофуран, этофумесати др.

производные тиофена пенфен и др

производные пиррола сумилекс, флухлоридон и др.

производные пирана дигидроацетовая кислота, сикарол, зоокума-рин, кумарин и др.

производные пиридина лонтрел, пиклорам, дикват, паракват и др.

производные хинолина хинозол и др.

Продолжение таблицы 2 13

1 2

Гетероциклические соединения с двумя гетероатомами в цикле

производные оксазола, изоксазола и бензоксазола оксадиксил, винклозолин, гимексазол, три-лан и др.

производные тиазола и бензотиазола, изотиазола и бензоизотиазола флуразол, беназолин, бусан, тиабендазол и др.

имидазола и бензимидазола имазапир, прохлораз, имазалил, фуберида-зол, текто и др.

производные пиразола метазахлор, мефенпир-диэтил, фипронил и др.

производные оксатиина карбоксин и др.

производные морфолина карбаморф, тридеморф и др.

производные пиридазина хлоридазон, лентагран и др.

производные пиримидина пиримикарб, рубиган, ленацил и др.

производные пиразина фенотиазин и др.

Гетероциклические соединения с тремя и более гетероатомами в цикле

производные триазолов триадименол, триадимефон, пенконазол, пропиконазол и др.

производные триазинов и тетразина метрибузин, метамитрон, клофентезин и др.

производные В - метоксиакриловой кислоты (стробилурины) димоксиситробин, пираклостробин, трифлок-систробин, флуоксастробин

Следует отметить, что представители одного и того же класса химиче-

ских соединений обычно обладают разными пестицидными и токсическими свойствами, хотя и близки по строению. Каждое вещество имеет свои характерные особенности и отличается от родственных ему реже по направленности, чаще по силе пестицидного и токсического действия. Несмотря на указанные различия у представителей одного и того же класса соединений имеются сходные свойства и одни и те же первичные механизмы действия. На первых стадиях воздействия пестицидов формирование ответных реакций у организмов разных эволюционных уровней реализуется на основе общих молекулярных механизмов токсичности и характеризуется снижением неспецифической резистентности (Наих, РогНп, 1988).

Долгие годы затраты на пестициды и преимущества их использования оценивали путем сравнения стоимости самих препаратов и их способности снижать потери сельскохозяйственной продукции, не учитывая отрицательное влияние на окружающую среду. Вследствие чего применение пестицидов первых поколений переросло в мощный постоянно действующий фактор экологического риска, связанный с их высокой персистентностью. Особенно

привлекло внимание общественности накопление в окружающей среде, в организме животных и жировой ткани человека ХОС, таких как ДДТ, Альдрин, Дильдрин и другие (Мельников и др., 1977). Вследствие этого в ряде экономически развитых стран было прекращено их применение.

Пестициды следующего поколения - пиретроиды, ФОС, производные карбаминовой и тиокарбаминовой кислот менее персистентны, но оказались чрезвычайно токсичны для водных организмов (Гантверг, 1983; ОНскшап е! а1., 1982; УапЬееилуеп, 1986).

В настоящее время токсичные и персистентные вещества заменяются более безопасными и менее стойкими. Для современного этапа разработки пестицидов характерен поиск препаратов, обладающих высокой активностью в низких нормах расхода (граммы на га), с невысокой опасностью для теплокровных животных, полезной фауны и флоры. В настоящее время и в перспективе основными пестицидами будут препараты с нормами расхода от 5 до 200 г/га (Прищепа, 1998). Это, прежде всего, пестициды с новыми механизмами действия. Требованиями к ним является слабая подвижность в окружающей среде, разрушаемость до нетоксичных остатков в течение одного вегетационного периода (менее 90-150 суток), безопасность для нецелевых объектов, связанная с высокой избирательной токсичностью, что позволит снизить химическую нагрузку на окружающую среду (Захаренко, 2000).

К пестицидам XXI столетия относятся сульфонилмочевинные препараты и гетероциклические соединения разных рядов, в том числе пиридиновые гербициды, пиримидиновые инсектициды и фунгициды, гербициды на основе производных арилоксифеноксипропионовой кислот (РНшшег,1996). Большая доля пестицидов новых поколений являются азоловыми соединениями. Это имидазолиноновые гербициды, инсектициды классов фенилпиразолы и неоникотиноиды, триазоловые и имидазолиноновые фунгициды. Объем работ по синтезу этих соединений непрерывно растет, они успешно конкурируют по эффективности с применяемыми ранее пестицидами (Черных, 2006).

К новому современному классу пестицидов относятся стробилуриновые фунгициды.

1.2. Стробилуриновые фунгициды - характеристика и биологическое

действие

В XX веке фунгицидные свойства были открыты среди различных химических классов органических соединений и их производных. Такими химическими классами являются нитросоединения, амины, спирты, фенолы, хиноны, соли ароматических карбоновых кислот, тиоционаты, производные угольной кислоты и многие другие. Однако широкого применения в сельском хозяйстве они не получили (Мельников, 1987).

Современные фунгициды представляют собой эффективные высокоселективные соединения, которые, подобно лекарственным препаратам, действуют на специфические биохимические участки, критически важные для роста и развития патогена, или стимулируют защитные механизмы растения (Белан, 2003). В настоящее время достаточно широко в качестве фунгицидов для защиты вегетируемых растений продолжают применяться производные карбаминовой кислоты и соли дитиокарбаминовых кислот, в том числе двойные соли (с цинком, марганцем, медью, железом), являющиеся умеренно токсичными для животных. К таким препаратам относятся Набам, Цинеб, Протиокарб, Поликарбацин, Метирам, Манкоцеб (Мельников и др., 1995). Сохраняется рост производства и использование системных фунгицидов из классов производных морфолина, замещенных анилинов и особенно гетероциклических соединений (Захарченко, 2000). Высокую фунгицидную активность проявляют гетероциклические соединения следующих классов: пири-мидины, имидазолы и бензимидазолы, триазолы. Наибольший практический интерес представляют производные триазола, по числу системных фунгицидов они занимают первое место в мире (Frederick, 2005). Интенсивно развиваются исследования новых классов фунгицидов, которые могут быть использованы для предпосевного протравливания семян с целью предохране-

ния всходов от различных заболеваний или для профилактики и лечения ве-

гетирующих растений.

В интегрированной защите растений в XXI столетии наиболее перспективными остаются разработки, связанные с использованием фунгицидов с новыми механизмами действия, что обусловлено приобретением нежелательной резистентности патогенных грибов к давно применяемым фунгицидам (Захаренко, 2000).

Повышенное внимание в исследованиях уделено новому эффективному классу химических соединений с фунгицидной активностью - стробилури-нам, которые стали использоваться в мировой сельскохозяйственной практике с 1999 года (Рубчиц, 2005). Они представляют собой препараты с широким спектром защитного и лечебно-профилактического действия для сельскохозяйственных культур. Стробилурины представляют IV поколение фунгицидов и разработаны как альтернатива триазолам, частое использование которых привело к выработке резистентности к этим пестицидам у многих патогенов растений (Белан, 2003). По сравнению с триазолами, обладающими системным действием, стробилуринам присуще трансламинарное мезо-системное действие. Трансламинарная активность выражается в закреплении фунгицида на поверхности растения после проникновения через восковой слой, далее циркуляции по растению вследствие газовой диффузии вместе с клеточным соком и достижения необрабатываемых поверхностей растения. Это создает надежный запас фунгицида для обеспечения высокоэффективной длительной, не зависящей от погодных условий защиты от заболевания (Колесова, Чмырь, 2005).

Стробилуриновые пестициды являются синтетическими аналогами стробилурина А, который выделен из культуры грибов БКоЬИигж гепасеИш, и представляют собой эфиры замещенной (3-метоксиакриловой кислоты и ее аза-аналогов. Известная с середины 70-х годов субстанция «стробилурин А» была выделена из широко представленных в лесах Центральной Европы грибов рода стробилюрус ($1гоЫ1игж). Все они - стробилюрус съедобный (5*. ел--

culentus), стробилюрус черенковый (S. tenacellus), стробилюрус шпагатоно-гий (S. stephanocystis) - растут на сосновых шишках. Сама по себе эта субстанция была высокоэффективным природным фунгицидом, позволяющим одерживать победы с другими грибами за место под солнцем. Однако использовать это вещество в его первозданном виде в сельском хозяйстве оказалось не возможно. И тогда специалисты фирмы «BASF» взялись за эксперименты. Они синтезировали в лаборатории ни много ни мало 18 тысяч различных дериватов «стробилурина А», прежде чем им удалось найти оптимальное решение. Эффективность в борьбе с грибковыми заболеваниями объясняется тем, что фунгицид внедряется в митохондрии клетки, тем самым подавляет митохондриальное дыхание в грибах путем связывания с оксида-тивным центром гидроубихинона, блокировки перемещения электронов в цитохромах «Ь» и «с» дыхательной цепи. Как следствие этого важные биохимические процессы прерываются, рост прекращается и патогены погибают. Стробилурины предотвращают прорастание спор и проникновение в ткани растений, но мало и почти неэффективны против проникших в организм растений грибов (Багодский, Санин, 1991).

Главной проблемой, связанной с использованием стробилуриновых фунгицидов, считают возможность возникновения резистентности к данным фунгицидам, поэтому в препаративных формах их используют в комбинации с фунгицидами других химических классов, таких как триазолы, карбонитри-лы, дитиокарбаматы (Кондратенко, Лошицький, 2000; Марюхина, Бойко и др. 2001).

Основными производителями стробилуриновых фунгицидов является концерны Германии «Байер КропСайенс АГ» и «БАСФ». Первым представителем класса стробилуриновых фунгицидов был Крезоксим-метил, входящий в препаративную форму Строби 500 г/кг, ВДГ. Он используется на посадках семечковых плодовых и посевах овощных культур, винограде и некоторых декоративных растениях для борьбы с ложной мучнистой росой, паршой, ржавчиной, плодовой гнилью и другими грибковыми заболеваниями плодов

и листьев. В настоящее время внедрены в производство еще несколько действующих веществ этого класса - Азоксистробин, Трифлоксистробин, Пи-раклостробин, Димоксистробин, Флуоксастробин. Азоксистробин обладает искореняющим и защитным действием при обработке листвы, семян и при внесении в почву, он эффективен против заболеваний зерновых, риса и виноградной лозы, вызываемых аско-, базидио-, дейтеро- и оомицетами (Грапов, Козлов, 2003). Трифлоксистробин входит в препаративные формы Флинт 500 г/кг, ВДГ и Зато 500 г/кг, ВДГ, используется для борьбы с паршой и мучнистой росой на яблоне и груше, а также болезней при их хранении. Пиракло-стробин (препаративные формы Кабриотоп 605 г/кг, ВДГ, Абакус 125 г/л, СЭ, Терсел 160 г/кг, ВДГ) рекомендуется для применения на культуре виноградника, яблоне и зерновых для подавления возбудителей пероноспороза и мучнистой росы, пшеничной пятнистости. Димоксистробин, входящий в препаративную форму Пиктор 400 г/л, КС, применяется на озимом рапсе и подсолнечнике против альтернариоза и склератиниоза. Флуоксастробин, является одним из активных ингредиентов препаративных форм Баритон 75 г/л, КС и Сценик Комби 330 г/л, КС, используемых для протравливания семян яровых и озимых пшеницы, ячменя перед высевом.

Было исследовано влияние стробилуринов на физиологию растений. Физиологический эффект фунгицидов включал в себя так называемое «омоложение» - даже не подвергшиеся атаке патогенов растения выглядели более здоровыми по сравнению с растениями, не обработанными стробилуриновы-ми фунгицидами (Грапов, Козлов, 2003). Это позволило предположить, что вдобавок к своему фунгицидному действию стробилурины могут также усиливать защитные механизмы растений. Так, растения табака, обработанные Пираклостробином, проявляли более высокую устойчивость к инфекции TMV (вирус табачной мозаики), а также дикой форме Pseudomonas syringue pv tabaci путем усиления способности растений к индукции клеточных защитных реакций, реализуемых в ответ на атаку патогенов (Herms, Seehaus, et. al, 2002).

При оценке расчетным методом Н.Н.Мельникова (Лисицын, 2004) потенциального риска применения стробилуринов для грунтово-климатических условий Украины (Львовская, Киевская, Донецкая и Одесская области) было установлено, что по коэффициенту экотоксичности они менее токсичны в 100-1000 раз относительно хлорорганических пестицидов, карбаматов и производных симтриазинов, в 10-100 раз относительно фосфорорганических соединений и в 2-10 раз относительно пиретроидов (Пестициди. Классифжащя..., 2000).

Стробилурины достаточно быстро разлагаются в водной среде, однако при этом образуются более стабильные метаболиты. Так, Крезоксим-метил в системах вода/донный осадок разлагался с ДТ50 менее 2 дней, а продуктом распада была более устойчивая свободная кислота. Эта кислота разлагалась далее в лабораторных системах вода/осадок довольно медленно, о чем свидетельствовала скорость минерализации до 10 % в течение 100 дней (Kresoxim-methyl, 1998). Кинетика распада Трифлоксистробина и его метаболита ЦГА 321113 в системах вода/осадок (река Рейн и пруд) изучалась в июле и ноябре при экспозиции 214 дней. В июле период полураспада и распада на 90 % Трифлоксистробина составлял: речная вода ДТ50 - 2,7 дня, вода из пруда ДТ50 - 1,1 дня; ДТ90 - 8,9 дней и 3,7 дней для обеих систем, соответственно. Период полураспада основного метаболита - кислоты ЦГА 321113 составлял 305 и 408 дней, соответственно, для реки и воды из пруда. Кроме метаболита ЦГА 321113 выделен метаболит 357261 в количестве 5,7 % к концу экспозиции. В ноябре период полураспада и распада на 90 % Трифлоксистробина составили: речная вода ДТ50 - 2,3 дня, вода из пруда ДТ50 - 1,3 дня; ДТ90 - 7,55 дней и 4,32 дней для обеих систем, соответственно. Период полураспада основного метаболита - кислоты ЦГА 321113 составлял 314 и 357 дней, соответственно, для реки и воды из пруда; ДТ90 составило 1042 дня (река) и 1187 дней (пруд) (Trifloxystrobin, pdf).

Токсикокинетика и метаболизм Крезоксим-метила и Трифлоксистробина в организме млекопитающих были изучены на крысах, козах и курах.

Установлено, что фунгициды быстро адсорбируются желудочно-кишечным трактом (от 25 до 60 % от введенной дозы) и выводятся из организма преимущественно с фекалиями (66-81 %) и меньшее количество с желчью (35-43 %) и мочой (9-33 %) (Public Release Summary..., 2000). При нахождении в организме млекопитающих в малых дозах они подвергались биотрансформации с образованием более 30 метаболитов для каждого. Метаболизм Трифлокси-стробина в организмах крыс, коз и кур включал гидролиз метилового эфира до соответствующей кислоты, О-деметилирования метоксииминной группы, окисления до первичного спирта и дальнейшее окисление до карбоновой кислоты (Toxicological Profile, htm). Метаболизм Крезоксим-метила включал первичный гидролиз эфирных связей, гидроксилирования в пара-положении фенольного кольца, гидроксилирования арилметиловой группы с дальнейшим окислением до карбоновой кислоты и конъюгацией гидроксильной группы с глюкуроновой кислотой или сульфатом (Kresoxim-meth..., 2000).

По параметрам острой и дермальной токсичности стробилурины малотоксичны для млекопитающих и отнесены к IV классу опасности, при ингаляционном воздействии обладали слабой алергенной активностью (Пестици-ди. Классифжавдя..., 2000).

Однако исследование действия стробилуринов в субхронических и хронических экспериментах на разных видах теплокровных животных (крысы, мыши, собаки) показали политропность их действия. В экспериментах длительностью от 28 до 90 дней в высоких дозах стробилурины уменьшали прирост животных и увеличивали массу печени, почек и надпочечников, что сопровождалось структурными некротическими изменениями этих органов. Основными органами-мишенями были: у мышей - печень и селезенка, у крыс - печень и поджелудочная железа, у собак - печень и желчные протоки. У всех исследованных животных, подвергшихся действию высоких доз Трифлоксистробина и Крезоксим-метила, были зарегистрированы изменения биохимических показателей. Увеличивалась активность у-глутамил-трансферазы, кислой фосфатазы, аланинаминотрансферазы вместе с возрас-

танием содержания общего белка, альбуминов, триглицеридов, холестерина, глюкозы, калия и кальция в сыворотке крови крыс и собак. Отмечали развитие гипохромной анемии, лимфопении, эозинопении, тромбоцитопении в крови и селезенке мышей, гепатоцеллюлярной гипертрофии в печени крыс и собак. Канцерогенной и мутагенной активностью стробилурины не обладали. В тоже время Крезоксим-метил вызывал развитие гепатоцеллюлярных карцином у крыс в максимально переносимых дозах, что было обусловлено не генотоксическим механизмом, а способностью стробилуринов стимулировать пролиферативную активность гепатоцитов (Toxicological Profile, htm).

При изучении тератогенности и эмбриотоксичности стробилуринов на крысах было установлено, что Крезоксим-метил в дозе 1000 мг/кг нарушал осификацию грудных позвонков, а Трифлоксистробин в той же дозе способствовал увеличению тимуса у плодов. У кроликов Трифлоксистробин в дозе 500 мг/кг повышал частоту аномалий скелета у плодов, Крезоксим-метил в дозах 400 и 1000 мг/кг приводил к дефектам в развитии сердца, псевдосколиозу, гидронефрозу. Максимально недействующая доза (NOEL), установленная по хроническому токсическому действию (24 месяца) на крысах, составила 1,95 мг/кг для Трифлоксистробина и 9 мг/кг для Крезоксим-метила. Исходя из NOEL в исследованиях хронической токсичности для крыс, обоснована величина допустимой суточной дозы для человека (при коэффициенте запаса 100), которая составила для Крезоксим-метил - 0,1 мг/кг/день, для Трифлоксистробин и Димоксистробина - 0,02 мг/кг/день, для Флуоксастро-бина - 0,015 мг/кг/день (Материалы заявки на регистрацию фунгицида Баритон. .., 2009; Материалы заявки на регистрацию фунгицида Пиктор..., 2006).

Анализ литературных данных, представленных в этой главе, позволяет рассматривать стробилуриновые фунгициды как эффективные средства борьбы растений с фитопатогенами, менее токсичными для почв, чем предыдущие классы фунгицидов, но способных образовывать в воде стабильные метаболиты. Они малотоксичны для млекопитающих в острых эксперимен-

тах, однако, при хроническом воздействии в высоких дозах проявляли гепа-тотоксическое, тератогенное и эмбриотоксическое действие.

Тем не менее, современные данные, оценивающие токсические свойства стробилуриновых фунгицидов на водные организмы очень ограничены. Имеются лишь отдельные сведения по оценке острой токсичности стробилу-ринов на дафний и взрослых рыб, согласно которым наименее токсичным является Крезоксим-метил (Public Release Summary..., 1997). Поэтому целью наших исследований стала оценка токсичности стробилуриновых фунгицидов для гидробионтов на основе изучения патологических, адаптивных и де-токсикационных процессов у них.

1.3. Экологические проблемы пестицидиого загрязнения водных

экосистем

Устоявшееся веками равновесие в водных экосистемах все более подвергается антропогенному воздействию. Современный этап эволюционного процесса характеризуется введением в круговорот биосферы большого количества ранее не существовавших токсических веществ техногенного происхождения. Со многими химическими веществами водная экосистема никогда ранее не взаимодействовала и оказалась эволюционно неподготовленной для их переработки без отрицательных последствий для водоемов. Наличие высоких концентраций химических загрязнителей вызывает нарушения жизнедеятельности и видового состава водных экосистем (Семенов, и др., 1994). В этом отношении пестициды занимают особое место. Их опасность для водоемов обусловлена двумя обстоятельствами - высокой биологической активностью и сознательным, обусловленным технологией применения, рассеиванием их в окружающей среде (Ракитский, 1997).

В Ростовской области за период 2000-2004гг. средняя пестицидная нагрузка территории (ПНТ) составляла 2,04 кг/га по действующим веществам. ПНТ с учетом ассортиментного индекса в Ростовской области можно оценить как высокую. В целом по области выявлена неравномерность применения пестицидов, которая находится в пределах от 0,223 до 11,576 кг дейст-

вующего вещества на 1 га пахотной площади. По степени интенсивности применения максимум ПНТ на три района области (Аксайский, Багаевский, Семикаракорский), расположенных вдоль реки Дон. Уровень загрязнения воды р. Дон хлорорганическими пестицидами (ХОП) за период 1985 - 2000 гг. значительно снизился и в 2001 г среднее содержание ХОП в воде, составляло 0,35 ПДК (Семенов и др., 2000; Сергеева, 2001). Ассортимент применяемых в области пестицидных препаратов насчитывает около 200 наименований. В донской воде периодически обнаруживается ряд не контролируемых ранее пестицидов. В 2000-2001гг. наряду с ХОП идентифицированы: Альдрин, Дильдрин, Пропиконазол, а - Фиперметрин, X - Цигалотрин, Фенвалират и Дельтаиетрин, Гептохлор, Трифлуралин, Диазинон (Семенов, Коропенко, 2002). В 2006 - 2007 гг. в Таганрогском заливе и в Азовском море также были обнаружены пестициды Тебуконазол, Имазалил, Тиабендазол, Дикамба, Римсульфурон, Имидоклаприд, Ципроконазол. Их концентрации в водоеме колебались от 0,0001 до 0,0162 мг/л. (Бугаев, Катаскова и др. 2008).

Пестициды поступают в водоемы с дождевыми и талыми водами (поверхностный сток), смывающими их с растений и почвы; при авиа- и наземной обработке сельскохозяйственных угодий и лесов; при непосредственной обработке водоемов пестицидами; с дренажно-коллекторными водами; со сточными водами, образующимися в сельском хозяйстве в результате применения пестицидов и стоками предприятий, производящими их.

В водоемах пестициды подвергаются химическим (гидролиз, окисление и фотолиз) и биохимическим (поглощение гидробионтами и метаболизм в их организме) воздействиям (Мельников, 1987). Кроме того, пестициды могут адсорбироваться донными отложениями водоемов и в таком виде сохраняться довольно длительное время, являясь потенциальным источником вторичного, третичного и т.д. загрязнения (Krijgsheld,Van der Gen, 1986).

Особое значение имеет персистентность пестицидов (продолжительность сохранения в объектах окружающей среды). Персистентность зависит как от физических, так и от химических свойств веществ (летучесть, ста-

бильность к окислению и гидролизу, стойкость по отношению к почвенным микроорганизмам, солнечному свету и т.д.). Вещества с высокой летучестью и низкой химической персистентностью сравнительно быстро разрушаются и не накапливаются в водных объектах. Вещества же достаточно стабильные и липофильные особенно быстро накапливаются в гидробионтах. Сочетание этих двух качеств приводит к высокой биоаккумуляции вещества в рыбе (Остроумов, 1986). Так коэффициент биоконцентрирования ДДТ в радужной форели составляет 124, Пентахлорфенола - 5360, Карбарила - 947, 4-Нитро-2,5-Дихлорсалидиланида - 10000 (Мельников, 1987).

В результате изучения поведения пестицидов в природных и модельных водных экосистемах было установлено, что они мигрируют из воды в донные отложения, зоо- и фитопланктон, водные растения, зообентос, рыб и другие водные организмы (Врочинский, Мухопад, 1988; Вульф, 1991). При этом биоаккумуляция пестицидов гидробионтами может в сотни раз превышать содержание их в водной среде. Токсический эффект пестицидов выражается в многочисленных негативных последствиях. Вызывая гибель полезных организмов, снижая потенциал размножения животных, пестициды нарушают взаимосвязи в экосистеме. Пестицидное загрязнение на разных уровнях биологической организации - организменном, популяционном, межпопуляционном, биоценотическом, биогеоценотическом, имеет свои особенности действия (Багоцкий, Санин, 1991).

Действие токсикантов на организм сопровождается развитием ответной реакции, важнейшим компонентом которой является токсический стресс. Стресс-реакция включает в себя все многообразие как компенсаторных, так и патологических процессов, соотношение которых зависит от адаптационных резервов организма и интенсивности воздействия (Голиков, Саноцкий и др., 1986; Михайленко, 1997). Таким образом, организменный уровень характеризуется многочисленными механизмами адаптивных реакций, включающихся при разных интенсивностях воздействия, многофазностью зависимости "доза-эффект" и возможностью возникновения парадоксальных реакций.

На популяционном уровне воздействие пестицидного загрязнения может приводить к изменению возрастной структуры популяции гидробионтов. Динамика развития может изменяться по причине непосредственного отклика на загрязнение, а также вследствие естественного отбора.

Воздействие пестицидного загрязнения на межпопуляционном уровне может приводить к смене конкурирующих видов, к изменению числа конкурирующих видов, дестабилизации динамики взаимодействующих популяций. При токсическом загрязнении может наблюдаться выход численности популяций жертв из-под контроля хищников. Таким образом, нарушается целостность пищевой цепи.

Пестицидное загрязнение на биоценотическом уровне может привести к изменению (как снижению, так и повышению) продуктивности, переходу от пастбищного к детритному пути утилизации первичной продукции, укорочению пищевых цепей.

Экологические нарушения в водных экосистемах очень часто начинаются внешне незаметно и проявляются, прежде всего, в выпадении отдельных видов организмов. Выпадение какого-либо вида рыб из состава рыбного населения водоема - первый шаг к разрушению сложившегося биоценоза (Кудерский, 1984).

Таким образом, пестицидное загрязнение становится существенных экологическим фактором ухудшение условий жизнедеятельности и воспроизводства гидробионтов, играющих важную роль в биологической продуктивности и формировании качества воды водоемов.

1.4. Механизмы токсического действия пестицидов на гидробионтов

1.4.1. Физиологические нарушения у гидробионтов при пестицидном

воздействии

Свойства природной воды как технологического сырья и объекта потребления определяются, наряду с химическим составом, прежде всего присутствием в ней живых организмов - гидробионтов. (Брагинский, Величко и др., 1987). Включаясь в обменные процессы гидробионтов, токсиканты на-

рушают различные звенья их метаболизма и тем самым вызывают расстройства жизнедеятельности, которые в конечном итоге могут привести к индивидуальной смерти пораженной особи, а при массовой смертности индивидуумов - к изменению популяции и типа ее динамики.

Накапливающие пестициды организмы не обязательно погибают, но отдаленные последствия такой кумуляции для них далеко не безразличны. Эти вещества обладают специфической тропностью по отношению к воспроизводительной системе гидробионтов и в последующем могут способствовать появлению летальных мутаций, уродств, останавливать процессы индивидуального развития, приводить к рождению нежизнеспособной молоди, дающей впоследствии малочисленное или плохо размножающееся, биологически не полноценное потомство (Butler, 1963).

Значительная часть пестицидов, попав в водоем, пребывает во взвешенном (адсорбированном) состоянии на неорганических и органических частицах, а также на поверхности тел организмов зоопланктона. Фильтрато-ры, поглощая взвеси непосредственно из воды и выедая фито- и бактерио-планктон, накапливают пестициды и передают их в последующие звенья трофической цепи - рыбам. (Брагинский, Величко и др., 1987).

По численности в пресноводных водоемов преобладают ветвистоусые ракообразные, которые активно участвуют в процессах самоочищения водоемов (Андроникова, 1966). Высокая фильтрационная активность зоопланк-тонных организмов делает их наиболее уязвимой группой в составе водного сообщества при пестицидной интоксикации.

Одним из проявлений отрицательного воздействия систематического загрязнения вод стало широкое распространение патологических изменений у зоопланктона (Израэль, Цыбань, 1989). К числу этих изменений относятся опухолеподобные выросты на различных участках тела копепод (Жигалова, Семенова и др., 2008). При действии токсикантов можем наблюдать ряд других нарушений у планктонных организмов: снижение или утрата подвижности, потеря окраски, отставания в росте, сокращение или учащение сердеч-

ных ритмов, снижение интенсивности взмахов антенн. Наиболее характерными являются поведенческие реакции: прекращение или изменения характера движений, вращение вокруг своей оси. По литературным данным при действии суперфосфата на цериодафний в остром опыте рачки с первых дней отставали в росте и теряли окраску (Щербань, Коновец и др., 2000). В опытах с определением токсичности Диптерекса, Малатиона и Паратиона было показано, что изменение поведения и характера движения Daphnia magna при сублетальных концентрациях этих пестицидов может служить чувствительным показателем загрязнения ими водной среды (Ren Zongming, Zha Jinmiao et. al., 2007). При остром воздействии Монурона на Daphnia pulex происходило ослабление сердечного ритма примерно на 50 %, а также судорожные сокращения всего тела (Брагинский, 1972). Результат эксперимента по экспонированию D. magna в растворе гербицида Раундап показал, что токсикант в концентрации 25 и 50 мг/л угнетающе действовал на рачков уже первого поколения, полученных от неэкспонированных в токсиканте на стадиях оогене-за и эмбриогенеза материнского организма. (Панченкова, Голованова и др., 2009).

Подрыв воспроизводства потомства - главная опасность токсикантов, предопределяющая угрозу для сохранения планктона, как стабильной системы а, следовательно, и для продуктивности водоема. С одной стороны, происходит подрыв кормовых ресурсов, а с другой - обеднение зоопланктона, снижение его численности и биомассы снижает интенсивность выедания фитопланктона зоопланктоном, что способствует усилению «цветения» воды, если токсикант не обладает одновременно и альгицидным действием. (Брагинский, Величко и др., 1987)

Кумуляция стойких токсикантов в органах и тканях ракообразных и моллюсков, даже если они не отражаются непосредственно на самих животных, способствует передаче их следующим звеньям пищевых цепей, является дополнительным фактором, усугубляющим опасность загрязнения вод пес-

тицидами как для воспроизводства рыбных и других биологических ресурсов водоемов, так и для здоровья человека (Warnick, 1964).

Большой интерес представляет изучение действия загрязнителей на представителей зообентоса, которые играют важную роль в круговороте органических веществ в водной экосистеме. Моллюски составляют основы питания многих бентосоядных организмов, бентосные организмы накапливают органические и неорганические ксенобиотиков в тканях, что используется при определении степени загрязненности донных отложений в водоемах. Хроническое загрязнение приводит к обеднению видового разнообразия и возрастанию числа уродливых моллюсков (уродливые формы раковин с деформированными оборотами и резко смещенной плоскостью завитка). При этом токсические вещества, аналогов которым нет в природе, наносят наиболее ощутимый вред, как организму, так и популяции в целом. (Засыпкина, 2005). Малоподвижный образ жизни моллюсков позволяет использовать их в качестве индикаторов залповых выбросов в водную среду.

Известно, что пестициды обладают специфической тропностью по отношению к воспроизводящей системе гидробионтов. Икра и личинки из-за недостаточной сформированости системы защиты и невозможности ухода из зон загрязнения могут быть наиболее подвержены интоксикации. Пестициды могут нарушать функционирование половых желез, снижать жизнеспособность потомства, способствовать появлению мутаций, уродства, останавливать процессы индивидуального развития и провоцировать смертность на ранних этапах онтогенеза. Результаты исследований, проведенные АзННИРХ в 1985-1995гг. показали, что среди самок севрюги с резорбцией икры более 80 % составляли особи с высоким содержанием пестицидов в икре и печени. Самки осетра с высоким содержанием пестицидов в икре не созревали после гормональной инъекции (Макаров, Семенов, 1996). По литературным данным Циперметрин и Диазинон ингибирует развитие эмбрионов у атлантического лосося (Lower, Moore, 2003).

Рыба является завершающим звеном в экологической пирамиде водоемов, а, следовательно, накапливает в себе весь объем токсикологической информации и отражает объективное экологическое состояние водного биоценоза. Комплекс исследований, проведенных в различных лабораториях, указывает на то, что хроническое воздействие пестицидов на рыб имеют в целом однозначные последствия: патоморфологические и патофизиологические нарушения в крови, глубокие нарушения функций и гистологических структур печени, селезенки, некоторые изменения поведенческих реакций, связанные с нарушением рефлекса равновесия, внешнее изменения рыбы (состояния наружного покрова, жаберного аппарата, глаз). (Лукьяненко, 1983). Так сублетальные концентрации пестицида Профенофос, равные 0,13 мг/л снижал скорость и продолжительность плавания рыб (Sublethal effects of pro-fenofos..., 2006). При действии Эндосульфана на карпа в хронических опытах наблюдали нарушение координации движения, постоянное, беспорядочное плавание, повышенную возбудимость (Shivakumar, David, 2004).

1.4.2. Биохимические процессы при пестицидной интоксикации

Токсические соединения, проникая в живые организмы, нарушают биохимические процессы, обеспечивающие функционирование органов и систем. Это неблагоприятное влияние начинается с нарушения чувствительных систем («функций - мишений») и в конечном итоге может приводить организм к заболеванию и гибели. Поэтому знание биохимических закономерностей действия пестицидов и определение «функций - мишеней» составляют первооснову для оценки их опасности (Флеров, 1984). Известно, что пестициды вызывают глубокие изменения биохимического состава и обмена веществ у гидробионтов задолго до их гибели (Лукьяненко, 1983).

Вмешиваясь в молекулярные механизмы функционирования биологических систем, пестициды нарушают ход метаболизма, что приводит к сдвигам гомеостаза на клеточном и тканевом уровнях. Длительный стресс, развивающийся при хроническом действии малых доз пестицидов, может привести к истощению адаптивных ресурсов и нарушению фундаментальных био-

химических процессов, составляющих основу жизнедеятельности (Лукьянен-ко, 1983). Эти фундаментальные процессы связаны с определенными клеточными структурами. Применительно к действию химических веществ были выделены 4 основных структурно-метаболических комплекса: комплекс биосинтеза белка; митохондрии (биоэнергетика); лизосомы (процессы катаболизма); эндоплазматический ретикулум (метаболизм ксенобиотиков в моно-оксигеназной системе) (Голиков, Саноцкий и др., 1986).

По современным представлениям, в реакции организма на токсическое действие пестицидов одно из важных мест занимает аутоокислительное поражение, включающее образование активных форм кислорода (Владимиров, Азизова и др., 1991) в результате усиления функционирования микросомаль-ных оксигеназ (Каган, Овсянников, 1990), что вызывает интенсификацию пе-рекисного окисления липидов (ПОЛ).

ПОЛ является нормальным метаболическим процессом, широко распространенным практически во всех органах и тканях животных. Считается, что ПОЛ принимает участие в обмене липидного состава биомембран, в биосинтезе простагландинов и некоторых стероидных гормонов, с помощью микросомальной системы ПОЛ происходит регуляция активности мембра-носвязанных ферментов эндоплазматического ретикулума (Арчаков, Карузи-на, 1988).

Процесс ПОЛ липидов мембран протекает по цепному свободноради-кальному механизму, характерному для всех реакций окисления органических соединений кислородом. Свободные радикалы могут проявляться либо в результате аутоокисления ненасыщенных жирных кислот (НЖК), либо, что более вероятно, в кислородопотребляющих системах при взаимодействии кислорода с восстановителями как неферментным, так и ферментным путем, что ведет к образованию ряда высокоактивных интермедиатов (Владимиров, Арчаков, 1972). При последовательном ступенчатом расщеплении гидроперекисей липидов образуется вторичный продукт - малоновый диальдегид (МДА).

Многочисленными исследованиями показано, что пестицидная интоксикация сопровождается активацией ПОЛ в тканях теплокровных животных и гидробионтов (Леоненко, 1996; Кесельман, и др., 1997; Мышкин, Камилов, 1997; Москвичев и др., 2000; Klobucar et. al., 1997; Tang Xue-xi et. al., 1999; Yarsan et. al., 1999). Было установлено, что характер и степень изменения ПОЛ зависел от химической структуры пестицидов и уровнем действия. Механизмы развития изменений ПОЛ были связаны с влиянием пиретроидов на способность липидов к переокислению и скорость окисления; с активированием форм кислорода, образующихся при индукции микросомальных моно-оксигеназ - при действии ХОС (Леоненко, Каган, 1994).

Активация ПОЛ и накопление его продуктов может привести к увеличению вязкости биомембран, росту полярности микроокружения, истончению мембран - сокращению их гидрофобного объема, увеличению поверхностного отрицательного заряда, повышению проницаемости для ионов (Владимиров, 1987). Эти нарушения структурных свойств мембран приводят к нарушениям их функциональных свойств, а также окислительной модификации макромолекул: белков, ДНК, РНК. В условиях пестицидной интоксикации данные процессы рассматриваются как ведущие патогенетические механизмы (Каган, Овсянникова, 1990).

Процессы образования и гибели АФК и свободных радикалов, а также реакции ПОЛ в тканях надежно контролируются сложной многоуровневой антиоксидантной системой, включающей ферментативные и неферментативные эндогенные антиоксиданты (Владимиров и др., 1991).

Антиоксидантная система состоит из первичного звена, включающего

1

супероксиддисмутазу (СОД), каталазу, селензависимую глутатионпероксида-зу (ГПО), восстановленный глутатион (rSH), глутатионредуктазу (ГР), аскорбиновую кислоту, таурин, мочевую кислоту, миелопероксидазу, лактопе-роксидазу, простагландинсинтетазу, хелаторы ионов металлов (Fe2+ и Си+) -трансферрин, лактофлавин, ферритин, церулоплазмин, и вторичного звена, включающего селеннезависимую ГПО, глутатион-Б-трансферазу (TST) и ка-

талазу, способных проявлять пероксндазную активность, ГБН, ГР, токоферолы, витамин К, Р-каротины, билирубин (Тиунов, 1991). Первичная защита функционирует на стадии образования активных радикалов и Н202, вторичная - при образовании органических перекисей.

Ферменты СОД (КФ 1.15.1.1), каталаза (КФ 1.11.1.6) и глутатионперок-сидаза (КФ 1.11.1.9) являются главным ферментативным защитным барьером против действия свободных радикалов.

СОД, являясь уникальным ферментом антирадикальной защиты, регулирует ПОЛ на стадии зарождения. Это ключевая ферментная система, лимитирующая скорость всего цикла превращений супероксидного аниона в другие активные формы кислорода и контролирующая тем самым скорость ПОЛ (Фридович, 1979). Эта система катализирует образование Н202 и триплетного кислорода из 02~- :

02' + 02" + 2Н+ сод » Н202 + 02

Каталаза как синергист СОД, расщепляет продукт дисмутации супероксида - Н202. Она осуществляет реакцию нерадикального разложения Н202:

н2о2 ^н2о+о2

Пероксидазы восстанавливают перекиси, в том числе и органические, за счет окисления доноров.

Емкость антиоксидантной системы определяет устойчивость организма к действию экстремальных факторов среды, в том числе к пестицидному загрязнению. Механизмы антирадикальной и антиперекисной защиты вместе с процессами ПОЛ при действии пестицидов изучены как у теплокровных, так и у водных организмов (Матюшин и др., 1997; Вапефе е1:. а1., 1999; ЬагсЬои-тусапёапе, Ма&иг, 2002). Экспериментальные данные свидетельствуют, что недостаток в организме тех или других антиоксидантов приводит к интенсификации окислительных процессов в липидах и к появлению в них продуктов окисления в большем количестве, чем в норме. Известно, что многие хлорор-ганические, фосфорорганические, пиретроидные пестициды в сублетальных концентрациях способны вызывать ингибирование активности ферментов

АОЗ уже на ранних стадиях интоксикации рыб (Щепанский и др., 1997; Yar-san et. al., 1999). Интенсивность ПОЛ в крови рыб, подвергавшихся действию различных пиретроидов в течение 4-х суток, находилась в обратной зависимости от активности антиоксидантных ферментов - СОД и каталазы. Повышение интенсивности ПОЛ сопровождалось ингибированием ферментов (Ке-сельман и др., 1997). Установлено, что антиоксидантная система личинок рыб является высокочувствительной к действию загрязнений морской среды, активность СОД и каталазы увеличивалась с увеличением степени загрязнения, а активность ГПО снижалась, что связывают с накоплением высоких концентраций перекисей (Шахматова, 2002).

Таким образом, антирадикальная и антиперекисная защита является одним из звеньев метаболических механизмов, обезвреживающих действие пестицидов.

Ведущая роль в метаболизме пестицидов принадлежит системам I и II фаз детоксикации. Причем, в I фазе происходит не обезвреживание липо-фильных соединений, а придание им свойств, позволяющих вступать в реакции конъюгации II фазы, которые и приводят к образованию нетоксичных и легко выводимых из организма конъюгатов.

В первой фазе детоксикация ксенобиотиков происходит через реакции окисления, восстановления, гидролиза, отщепления от их молекул различных химических групп. Этот процесс осуществляется с участием флавинсодержащей монооксигеназы (окисление аминов), цитохрома Р-450, неспецифических эстераз и амидаз (гидролизуют эфирные и амидные связи) (Gonzalez, 1995).

Цитохром Р-450 является ключевым компонентом монооксигеназ и катализируют окисление сотен ксенобиотиков, включая пестициды (Каган и др., 1988; Гуляева и др., 1994), представляет собой суперсемейство ферментов, включающих около 100 гемопротеидов с различной, но перекрывающейся субстратной специфичностью (Мишин, Ляхович, 1985).

Важное значение в процессах I фазы детоксикации играют эстеразы.

Известно 78 ферментов этой группы, которые локализуются в микросомах и цитозоле (Куценко, 2004). Их низкая специфичность обеспечивает гидролиз эфиров, тиоэфиров различного строения, иногда амидных связей, а сам процесс гидролиза при действии эстераз обычно рассматривают как средство, продуцирующее более полярные продукты со значительно меньшим токсическим потенциалом (Cashman et. al.. 1996).

Ацетилэстераза (КФ 3.1.1.6) гидролизует ацетильные сложноэфирные связи (ацетиловый эфир + Н20 = спирт + ацетат).

Карбоксилэстераза (КФ 3.1.1.1) обладает низкой субстратной специфичностью и осуществляет реакцию гидролиза карбоксильных сложноэфир-ных связей (карбоксиловый эфир + Н20 = спирт + карбоксиловый анион).

КарбЭ участвует в метаболизме Винилкарбамата (Forkert Poh-Gek et. al., 2001), детоксицирует пиретроиды (Лавина 1999), а ФОС повышают токсичность пиретроидов в результате ингибирования КарбЭ, участвующих в их детоксикации (Ray, Forshaw, 1999). В исследованиях in vitro установлено ин-гибирование активности КарбЭ и ацетилэстеразы в жабрах, мускулах и гепа-топанкрексе мидий при действии карбаматов и ФОС (Ozretic, Krajnovic-Ozretic, 1992). При действии Монокротофоса на рыб активность КарбЭ падала в печени с увеличением времени экспозиции (Shaoguo Ru et. al., 2003). Отмечено ингибирующее действие ФОС Малатиона, Монокротофоса на КарбЭ мозамбикской и нильской теляпии (Felista Rani, Balasubramanian, 1999; Pathirathe Asoka), метаболита Паратиона - параоксона на КарбЭ двухстворчатых моллюсков (Basack et. al., 1998).

Было установлено, что механизм действия эстераз зависел от химической структуры пестицидов. Неоникотиноиды и производные арилоксифе-ноксипропионовых кислот оказывали угнетающее действие на активность эстераз водных организмов (Левина и др., 2007) подобно действию фосфо-рорганических пестицидов и пиретроидов на теплокровных (Gupta, Kadel, 1989; Cantalamessa, 1993). В то же время, при действии триазолов активность эстераз возрастала.

Вторая фаза детоксикации включает ферменты конъюгации: УДФ-глюкуронозилтрансферазы, катализирующие реакции конъюгации молекул ксенобиотиков или их метаболитов с глюкуроновой кислотой; глутатион-трансферазы (TST), которые конъюгируют электрофилы с глутатионом; N-ацетил-, сульфо-, метилтрансферазы. Значительная часть реакций конъюгации связана с мембранами эндоплазматического ретикулума, но реакции 2-й фазы протекают и на других внутриклеточных структурах, в цитозоле, что дает возможность связывать токсические продукты, появляющиеся в клетке вне эндоплазматической сети.

Среди всего многообразия соединений, участвующих в процессах детоксикации, ведущая роль принадлежит трипептиду глутатиону (y-L-глутамил-Ь-цистеинилглицин). Внутриклеточный пул глутатиона включает его восстановленную (TSH) и окисленную (TSSr) формы, смешанные дисульфиды (rS-S-белок), тиоэфиры. Наиболее существенной функцией глутатиона является участие в функционировании всех звеньев детоксикации.

Важным является фермент ГР (КФ 1.6.4.2), который осуществляет восстановление молекулы глутатиона из окисленной формы.

TSSH + НАДФ Н + Н4"-^>2 TSH + НАДФ+

Во 2-й фазе детоксикации глутатион участвует в образовании конъюга-тов с большим числом самых разнообразных соединений, объединенных наличием электрофильного центра: эпоксидов, ареноксидов, альдегидов, ароматических, поли- и гетероциклических соединений и др. (Кулинский, Ко-лесниченко, 1990).

Эти реакции катализируются глутатион-8-трансферазами (TST) (КФ 2.5.1.18), обладающими низкой специфичностью и осуществляющими 4 основных типа реакций:

1) R + GSH HRSG (конъюгация);

2) RX + GSH -» RSG + НХ (нуклеофильное замещение, где X = Hai", N02", HS04", RO\ RS", CK и др.);

3) ROOH + 2GSH ROH + H20 + GSSH (восстановление органических пероксидов до спиртов);

4) изомеризация (стероидов и др.) с промежуточным присоединением

GSH.

Посредством реакций по 1-му и 2-му типу FST участвует в детоксика-ции ксенобиотиков, причем в реакции 1-го типа FSH конъюгирует с наиболее токсичными продуктами ПОЛ - ноненаль, дециналь, холестерин-а-оксид, эпоксиды и ареноксиды. Крайне важна пероксидазная активность (по типу 3), поскольку TST способна восстанавливать не только перекиси свободных жирных кислот, но и перекиси ненасыщенных жирных кислот в составе ли-пидов.

Глутатион-трансферазы, как и цитохромы представляют целое семейство ферментов (Гуляева и др., 2000). Отдельные формы TST содержатся в эндоплазматическом ретикулуме, цитозоле, ядре, митохондриях. Энзим состоит из двух субъединиц. Одна субъединица связывает фермент с глутатио-ном, а другая - с электрофильным субстратом, при этом FSH взаимодействует с конъюгируемым соединением с образованием тиоэфира. Затем под влиянием у-глутамилтрансферазы (КФ 2.3.2.2) от тиоэфира отщепляется остаток у-глутаминовой кислоты. Дальнейшие превращения глутатионового конъю-гата происходят при действии цистеинилглицин-у-дипептидазы (КФ 3.4.13.6). При этом отделяется глицин, а оставшийся тиоэфир цистеина аце-тилируется под воздействием ацетилтрансферазы до меркаптуровой кислоты, выводимой из организма. Меркаптуровая кислота выделяется с желчью, включается в обмен веществ кишечной микрофлоры, реабсорбируется в эн-терогепатическую циркуляцию, частично выводится с фекалиями и мочой (Тиунов, 1988).

Установлена активация FST при воздействии на гидробионтов (моллюсков, ракообразных, рыб) хлорорганических пестицидов (Woj riech, Laurent, 1996; Mayumi 1998; Banerjee et. al., 1999), ФОС (Machala et. al., 1998), карба-матов (El-Khatib, 2001). При действии гербицидов 2,4-D и Азинфосметила на

пресноводных рыб выявлена повышенная активность ГST в почках рыб, при этом ПОЛ в тканях рыб не изменялось, что связывают с защитной функцией фермента (Oruc Elif Ozean, Uner Nevin, 2002). Вместе с тем, имеются данные о снижении активности FST при действии на гидробионтов ФОС (Al-Ghais, 1999; Sorsa Sota Solomon et. al., 2000). Хроническое отравление обычно сопровождается исчерпанием уровня TSH (Otto, Moon, 1996). Обнаружена корреляция между уровнем TSH в печени кефали и концентрацией токсикантов (Wang Chong-gang et. al., 2002). При действии Фенитротиона на два вида морских двухстворчатых моллюсков снижение содержания глутатиона коррелировало с уровнем смертности моллюсков (Pena-Llopis et. al., 2002).

Таким образом, схему детоксикации пестицидов можно представить как энергозависимую систему из трех взаимосвязанных звеньев (Тиунов, 1995), обеспечивающих: 1) первую фазу детоксикации, в процессе которой при действии цитохром P-450-зависимых микросомальных монооксигеназ, флавинсодержащей монооксигеназы, неспецифических эстераз и амидаз липофильные пестициды превращаются в гидрофильные реакционноспособные метаболиты; 2) вторую фазу детоксикации, когда гидрофильные метаболиты, образовавшиеся в первой фазе, вступают в реакции конъюгации, катализируемые глутатион-8-трансферазами, глюкуро-нозил-, N-ацетилтрансферазами и другими трансферазами, с образованием преимущественно нетоксичных продуктов, легко выводимых из организма; 3) антирадикальную и антиперекисную защиту от повреждающего действия свободных радикалов и перекисных соединений, образующихся при метаболизме пестицидов.

Этот комплекс реакций, встречающихся почти во всех клетках животного и растительного мира (Арчаков, Карузина, 1988), рассматривается как универсальная биологическая система естественной детоксикации. Нарушение согласованного процесса детоксикации и антирадикальной защиты, ведущая роль в котором отводится глутатионовой системе, является одним из общих механизмов токсичности и приводит к нарушению гомеостаза и раз-

витию химической патологии с модификацией макромолекул при пестицид-ной интоксикации.

Заключение диссертации по теме «Экология (по отраслям)», Федорова, Елена Анатольевна

ВЫВОДЫ

1. Результаты изучения дозоэффективных зависимостей позволили определить, что по степени острой токсичности все исследованные фунгициды относятся к группе особо токсичных пестицидов для дафний. Для пред-личинок бестера и сеголетков карпа Пираклостробин, Трифлоксистробин и Димоксистробин - особо токсичны, Флуоксастробин - высокотоксичен. Для катушки роговой Пираклостробин и Трифлоксистробин - высокотоксичны, Димоксистробин - особо токсичен. Флуоксастробин относится к группе среднетоксичных соединений для бентосных организмов.

2. При действии стробилуриновых фунгицидов в минимальных летальных концентрациях (ЛК^) на рыб и моллюсков в начальные сроки интоксикации (1-е - 4-е сутки) нарушался про/анти-оксидантный баланс в тканях, что в свою очередь сказывалось на функциональном состоянии лизосо-мальной протеолитической системы, происходила активация КФ. Параллельно усилению процессов ПОЛ и ингибированию активности СОД активировались КТ и ферменты I и II фаз детоксикации в тканях гидробионтов.

3. Длительное воздействие Димоксистробина (15 суток) на уровне минимальной летальной концентрации острого опыта (ЛК]64) вызывало дальнейшую интенсификацию ПОЛ, что приводило к срыву адаптационных механизмов, проявившихся в начальные сроки интоксикации и нарушению функционирования процессов детоксикации. Отмечалось ингибирование активности СОД, КТ, ГЗТ, снижалось содержание ГБН, увеличивалось число погибших рыб.

4. В результате проведения хронических экспериментов установлены высокие пороги чувствительности ветвистоусых рачков к действию стро-билуринов (мг/л): Трифлоксистробин - 0,00005, Пираклостробин - 0,000006, Димоксистробин - 0,0005, Флуоксастробин - 0,00005. Начиная с этих концентраций, в растворах фунгицидов снижалась выживаемость, численность и биомасса популяций, биопараметры воспроизводства, размерно-массовые показатели рачков.

5. Установлены пороги чувствительности осетровых рыб на ранних стадиях онтогенеза к действию стробилуринов (мг/л): Пираклостробин и Трифлоксистробин - 0,001, Димоксистробин - 0,0005, Флуоксастробин -0,05. Начиная с этих концентраций стробилуринов, происходило подавление нормального развития и роста предличинок бестера.

6. Выявлены неспецифические тератогенные эффекты у эмбрионов и предличинок осетровых рыб. Количество патологических признаков и степень их проявления у эмбрионов и предличинок имели дозозависимый характер.

СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННЫХ СОКРАЩЕНИЙ

АОЗ - антиоксидантная защита

АцЭ - ацетилэстераза

ГБН - глутатион восстановленный

Г8Т - глутатион-8-трансфераза

ГГТ - гамма-глутамилтрансфераза

ГР - глутатионредуктаза

ГС - глутатионовая система д.в. - действующее вещество

КарбЭ - карбоксилэстераза

КТ - каталаза

КФ - кислая фосфатаза

ЛК0 - минимальная недействующая концентрация ЛК16 - минимальная летальная концентрация ЛК50 - среднелетальная концентрация

ЛК84 - концентрация токсического вещества, вызывающая гибель 84 % тест-объектов

ЛКюо - концентрация токсического вещества, вызывающая гибель 100 % тест-объектов

МДА - малоновый диальдегид ОБ - общий белок

ПДК - предельно допустимая концентрация ПОЛ - перекисное окисление липидов СОД - супероксиддисмутаза СРП - свободнорадикальные процессы ФОС - фосфорорганические соединения ХОС - хлорорганические соединения

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Подводя итоги проведенной работе, и обобщая имеющиеся литературные данные о влиянии стробилуринов на окружающую среду, а также результаты экспериментов можно отметить следующее.

Стробилурины являются фунгицидами нового поколения и, следовательно, должны наносить минимальный ущерб окружающей среде по сравнению с ранее используемыми пестицидами (Захаренко, 2000; Черных, 2003). По литературным данным они малотоксичны для млекопитающих и отнесены к IV классу опасности (Пестициди. Классифкащя., 2000); характеризуются отрицательным минимальным действием на пчел, дождевых червей и микробиоту почв (Гришечкина и др. 2004.)

Результаты проведенных нами экспериментов показали, что водные организмы оказались высокочувствительными к действию стробилуриновых фунгицидов в отличие от млекопитающих, толерантных к их действию. Исследованные фунгициды образовали следующий ряд в порядке убывания токсичности:

- для дафний: Пираклостробин > Трифлоксистробин > Флуоксастробин > Димоксистробин;

- для моллюсков: Димоксистробин > Пираклостробин > Трифлоксистробин > Флуоксастробин;

- для предличинок бестера: Пираклостробин > Трифлоксистробин > Димоксистробин > Флуоксастробин;

- для карповых рыб: Трифлоксистробин > Пираклостробин > Димок-ситробин > Флуоксастробин.

На дафний и предличинок осетровых рыб стробирулины оказывали патологическое действие в наименьших концентрациях, причем наиболее токсичным был Пираклостробин.

Наиболее чувствительными к действию этого класса фунгицидов оказались ветвистоусые ракообразные. В растворах с достаточно низкими концентрациями стробилуринов отмечено дозозависимое снижение основных показателей жизнедеятельности кладоцер. За несколько поколений дафний в экспериментальных рядах не произошло восстановления плодовитости, численности и биомассы популяции, более того, происходило снижение размерно-массовых показателей рачков, по-видимому, это свидетельствует об отсутствие адаптации исследуемых гидробионтов к стробилуринам.

По данным литературы стробилурины относятся к пестицидам с умеренной стабильностью в водной среде, т. е. период их 95 % распада - до 60 суток. Кроме того, в результате их распада могут образовываться более стабильные метаболиты (Эколого-рыбохозяйственная оценка и нормирование фунгицида Зато.). Ветвистоусые ракообразные активно участвуют в процессах самоочищения водоемов и по численности преобладают в них (Андроникова, 1966). Они являются организмами с коротким жизненным циклом развития. В течение 60-ти суток происходит смена многих поколений кладоцер. Таким образом, нахождение этих фунгицидов в водной среде даже в течение 60-ти суток может оказаться опасным для популяций зоопланктонных организмов, что скажется на продуктивности водоемов.

Поступая в водоемы, пестициды могут оказывать негативное влияние на икру и личинок рыб. Исследования чувствительности осетровых рыб на ранних стадиях онтогенеза к действию стробилуринов в малых дозах свидетельствовали об угнетении обмена веществ у них, что проявлялось в замедлении роста и уменьшении массы гидробионтов. Также стробилурины оказывали существенное тератогенное действие на эмбрионов и предличинок бестера, происходило подавление нормального развития организмов уже в нелетальных дозах пестицидов, а возникшие уродства свидетельствовали о нежизнеспособности особей.

Действие стробирулиновых пестицидов на взрослых рыб и брюхоногих моллюсков в минимальных летальных концентрациях вызывало нарушение биохимических процессов антиоксидантной защиты и детоксикации в течение первых 96-ти часов. При увеличении сроков экспозиции до 15-ти суток патологическое влияние стробилуринов усиливалось, что приводило к мор-фофункциональным изменениям в тканях рыб и их гибели.

Известно, что гетероциклическим пестицидам, к которым относятся и стробилурины, присущи липофильные свойства. Они сравнительно легко проникают сквозь липиды мембран и поступают с помощью липопротеинов в жидкую среду клеток (Hollingworth е! а1., 1994). Вследствие чего при длительном воздействии стробилурины могут накапливаться в тканях и оказывать негативное влияние на рыб и других гидробионтов. Ранее было установлено, что смертность личинок мальков рыб положительно коррелирует с количеством накопленных пестицидов в эмбриональный период (Попова, Шамрова, 1987).

Мониторинг стробилуриновых фунгицидов в водной среде практически не проводится в настоящее время. Тем не менее, они могут представлять реальную опасность для водных экосистем. При оценке токсикологического состояния промысловых рыб Азовского моря в 2009-2010 году сотрудниками ФГУП «АзНИИРХ» в весенней период в печени бычка-кругляка, пиленгаса и судака был обнаружен Димоксистробин, хотя его содержание было достаточно мало (Войкина и др., 2011). Его обнаружение является сигналом для проведения систематических мониторинговых наблюдений за содержанием этих фунгицидов в воде и промысловых видах рыб.

Таким образом, проведенные нами исследования показали, что наиболее уязвимыми к действию стробилуринов оказались дафнии, эмбрионы и предличинки осетровых рыб. У них отмечались необратимые биологические нарушения, связанные с развитием, ростом, репродукцией, в низких концентрациях фунгицидов.

В настоящее время доля стробилуриновых пестицидов, используемых в сельскохозяйственном производстве, увеличивается, расширяется ассортимент препаративных форм фунгицидов на основе стробилуринов и, следовательно, возрастает опасность попадания их в водоемы. В таком случае в природных водоемах эти фунгициды могут быть потенциально опасны, в первую очередь, для гидробионтов, находящихся на ювенильной стадии развития и зоопланктона, являющегося кормовой базой молоди рыб.

Приведенные данные однозначно свидетельствуют о необходимости проведения систематических ежегодных мониторинговых наблюдений за содержанием стробилуриновых фунгицидов в воде рыбохозяйственных водоемов и их влиянием на гидробионтов для объективной оценки уровня экологического риска этих пестицидов для водных экосистем.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Федорова, Елена Анатольевна, 2012 год

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Андроникова И.Н. Показатели участия зоопланктона в процессах естественного самоочищения // Структурно-функциональная организация зоопланктона озерных экосистем разных трофических типов. - СПБ.: Наука, 1966.-С. 110-122.

2. Арчаков А.И., Карузина И.И. Окисление чужеродных соединений и проблемы токсикологии // Вести. АМН СССР. 1988. № 1. - С. 14-23.

3. Багодский C.B., Санин М.В. Особенности действия пестицидного загрязнения на разных уровнях биологической организации: Тез. докл. Вторая Всесоюзная конференция по рыбохозяйственной токсикологии, посвященная 100-летию проблемы качества воды в России. - С.-Петербург. 1991. - С. 3739.

4. Белан С.Р. Новые достижения в химии фунгицидов //Агрохимия, 2003, №11.-С.-27-32.

5. Брагинский Л.П. Пестициды и жизнь водоемов К. Науково думка 1972. -82с.

6. Брагинский Л.П., Величко И.М., Щербань Э.П. Пресноводный планктон в токсической среде // К.: Наукова думка. 1987. - С. 3-15.

7. Брагинский Л.П. Принцыпы классификации и некоторые механизмы структурно-фуекциональных перестроек пресноводных экосистем в условиях антропогенного стресса // Гидробиол. Ж. - 1998. 34, №6. - С. 72-94.

8. Бугаев Л.А., Катаскова С.И., Войкина A.B., Жердев H.A., Игнатенко И.Н., Матвейчук М.В., Радищевская Л.С., Баева В.А. Содержание действующих веществ пестицидов в воде Азовского моря и оценка возможного воздействия загрязнения на гидробионтов.// Материалы III Всероссийской Конференции по водной токсикологии «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы», Борок 11-16 ноября 2008г., Ярославль: ООО « Ярославский двор». 2008. - С. 156-159.

9. Велиханов Э.Э. Определение токсичности некоторых пестицидов для икры, личинок и молоди куринского осетра // Методы ихтиотоксикологиче-ских исследований. - Л., 1987. - С. 17-18.

10. Владимиров Ю.А., Арчаков А.Н. Перекисное окисление липидов биологических мембранах - М.: Наука. 1972. - 252 с.

11. Владимиров Ю.А., Азизова O.A., Деев А.И., Козлов A.B., Осипов А.Н., Рощупкин Д.И. Свободные радикалы в живых системах // Итоги науки и техники / серия Биофизика. 1991. - 250 с.

12. Владимиров Ю.А. Свободнорадикальное окисление липидов и физические свойства липидного слоя биомембран // Биофизика. 1987.- Т. 32, - Вып. 5. - С. 830-844.

13. Войкина A.B., Бугаев Л.А. Исследование накопления пестицидов в печени производителей некоторых видов рыб Азовского моря в 2009-2010 гг. // Материалы IV Всероссийской Конференции по водной токсикологии «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы». Часть 1. Борок 24-29 сентября 2011 г. - С. 7-12.

14. Временные методические указания по методу биоиндикации поверхностных вод на основе анализа биоритмов ферментативной активности моллюсков // Серия 1. Л.: "Гидрометеоиздат". 1987. - С. 44-62.

15. Врочинский К.К., Мухопад Л.Н. Эколого-гигиенические аспекты миграции пестицидов в водоемах // Влияние биологически активных веществ на гидробионтов. Сб. научных трудов - Л., Вып. 287. 1988. - С. 31-37.

16. Вульф Н. Л. Абиотическая трансформация пестицидов в природных водах и донных отложениях // Поведение пестицидов и химикатов в окружающей среде: Тр. Сов.-амер. симп., Айова-Сити, окт., 1991. - С. 371-381.

17. Гантверг А.Н. Действие малооксона на эстеразы рыб // Ихтиология. -1983, №8.-С. 180-183.

18. Гиляров A.M. Динамика численности пресноводных планктонных ракообразных-М.: Наука. 1987. - 189 с.

19. Гинзбург A.C., Детлаф Т.А. Развитие осетровых рыб. Созревание яиц, оплодотворение и эмбриогенез. - М.: Наука. 1969. - 130 с.

20. Голиков С.Н., Саноцкий И.В., Тиунов JI.A. Общие механизмы токсического действия / АМН СССР. - Л.: Медицина. 1986. - 280 с.

21. Грапов А.Ф. Пестициды: новые препараты, механизм действия, метаболизм (по материалам VIII Международного конгресса по химии пестицидов) // Агрохимия. - 1995. №3. - С. 84-100.

22. Грапов А.Ф., Козлов В.А. Современные подходы к созданию новых пестицидов // Агрохимия - 2003. № 11. - С. 4-13.

23. Гришечкина Л.Д., Долженко В.И., Милютенкова Т.Н., Шатова A.C., Киндрат М.В., Боровикова H.A., Волгина Л.И., Зверев A.A., Никулина Л.И. Фунгициды нового поколения для защиты сельскохозяйственных культур от фитоинфекций // Химический метод защиты растений. Состояние и перспектива повышения экологической безопасности. - СПб: ВИЗР, 2004. - С. 79-81.

24. Гуляева Л.Ф., Вавилин В.А., Ляхович В.В. Ферменты биотрансформации ксенобиотиков в химическом канцерогенезе: Аналит. обзор. / Отв. ред. Дымшиц Г.М. - Новосибирск: Наука. 2000. - 85 с.

25. Гуляева Л.Ф., Гришанова А.Ю., Громова O.A., Слынько H.H., Вавилин В.А., Ляхович В.В. Микросомальная монооксигеназная система живых организмов в биомониторинге окружающей среды / Отв. ред. Лаврик О.И. - Новосибирск: Наука. 1994. - 100 с.

26. Гусева С.С., Данильченко О.П. Реагирование эмбрионов и личинок карпа на фосфорорганические соединения // В кн. Реакция гидробионтов на загрязнение -М.: Наука, 1983. - С. 158-167.

27. Детлаф Т.А., Гинзбург A.C., Шмальгаузен О.И. Развитие осетровых рыб. - М.: Наука. 1981.-223 с.

28. Жигалова Н.Н, Семенова А.С, Парфенова Я.В.Влияние качества водной среды на содержание в зоопланктоне веслоногих ракообразных с опухолепо-добными аномолиями: Тез. док. III всероссийской конференции по водной

токсикологии, посвященной памяти Б.А. Флерова «Антропогенное влияние на водные организмы и экосистемы» - Борок. 2008 - С. 31-35.

29. Засыпкина М.О. Воздействие остатков ракетного топлива на фауну водных моллюсков // Материалы. Международной Научной конференции. «Актуальные проблемы экологической физиологии, биохимии, генетики животных» Саранск. 2005. - С. 79-80.

30. Захаренко В.А. Защита растений в третьем тысячелетии (Материалы XIV Международного конгресса по защите растений) // Агрохимия. - 2000, №4.-С. 75-93.

31. Захаренко В.А. Пестициды в аграрном секторе России конца XX - начала XXI века // Агрохимия. - 2008. - С.86-96.

32. Иванова М.Б. Продукция планктонных ракообразных. // Общие основы изучения водных экосистем. - JL: Наука, 1979. - с. 155 - 169.

33. Изразль Ю. А., Цыбань A.B., Антропогенная экология океана // Л.: Гидрометеоиздат. 1989. - 528с.

34. Ильницкая A.B., Липкина Л.В., Березняк И.В., Федерова С.Г. // Материалы IX Всероссийского съезда гигиенистов и санитарных врачей. - М., 2001, Т. 2.-С. 91-94.

35. Каган Ю.С., Ершова Е.А., Леоненко О.Б., Ксиленко М.А., Жминько П.Г., Зейналова Т.А. Роль монооксигеназной системы в метаболизме и механизме действия некоторых пестицидов // Вестн. АМН СССР. - 1988. № 1. -С. 70-75.

36. Каган Ю.С., Овсянникова Л.М. Некоторые актуальные вопросы токсикологии пестицидов // Физиол. актив, вещества. - 1990. № 22. - С. 1-9.

37. Кесельман М.Л., Милютина Н.П., Кузнецова Л.Я., Ракитский В.Н. Сво-боднорадикальные процессы в механизме действия и диагностике пестицид-ной интоксикации ихтиофауны. - Ростов-на-Дону. 1997. - 119 с.

38. Кокунин В.А. Статистическая обработка данных при малом числе опытов // Укр. биохим. ж. - 1975. - 47. № 6. - С. 776-777.

39. Колб В.Г., Камышников B.C. Справочник по клинической химии. -Минск: Беларусь. 1982. - С. 147-152.

40. Колесова O.E., Маркин A.A., Федорова Т.Н. Перекисное окисление ли-пидов и методы определения продуктов липопероксидации в биологических средах // Лаб. дело. - 1984. № 9. - С. 540-546.

41. Колесова Д.А., Чмырь П.Г. Защита плодоносящих садов яблони и груши // Защита и карантин растений. Приложение. - № 6. 2005. - С. 49-119.

42. Кондратенко П.В., Лошицький В.П. Сади яблуш. Удосконалення сис-теми захисту вщ шюдниюв i хвороб // Захист рослин. - № 5. 2000. - С. 24-25.

43. Королюк М.А., Иванова Л.И., Майорова И.Г., Токарев В.Е. Метод определения активности каталазы // Лабораторное дело. - 1988. № 1. - С.16-19.

44. Кудерский Л.А. Ихтиологические критерии биологической индикации экологических нарушений // Биологическая индикация в антропоэкологии. -Л., 1984.-С. 120-125.

45. Кузьминова Н.С. Токсические эффекты пестицидов на личинок черноморских рыб // Тез. докл. Второго съезда токсикологов России - М., 2003. -С. 150-151.

46. Кулинский В.И., Колесниченко Л.С. Обмен глутатиона //Успехи биологической химии. - 1990. Т. 31. - С. 157-179.

47. Кулинский В.И., Колесниченко Л.С. Биологическая роль глутатиона // Успехи современной биологии. - 1990, Т. 110, Вып. 1. - С. 20-23.

48. Кулинский В.И. Обезвреживание ксенобиотиков // Соросовский образовательный журнал. - 1999. № 1. - С. 8-12.

49. Куценко С. А. Основы токсикологии. - СПб: Фолиант. 2004. - 720 с

50. Лабораторные методы исследования в клинике. Справочник под редакцией проф. В.В. Меньшикова. - М: Медицина. 1987. - С. 209-210.

51. Лавина С.А. Сравнительный анализ влияния перметрина на ферменты в условиях эксперимнтов in vivo // Актуальные проблемы ветеринарной науки: Тез. докл. / Моск. Гос. акад. Ветеринарной медицины и биотехнологии - М., 1999.-С. 66-67.

52. Лакин Г.Ф. Биометрия. - М., 1979. - 342 с.

53. Левина И.Л., Москвичев Д.В., Зинчук O.A. Экологические аспекты токсичности азоловых пестицидов для гидробионтов - Ростов-на-Дону: Медиа-полис. 2007. - 203 с.

54. Леоненко О.Б. Потенцирование токсичности при комбинированном действии сульфата меди с дельтаметрином и пиримифосметилом // Токсикол. вестник. - 1996. № 2. - С. 13-15.

55. Леоненко О.Б., Каган Ю.С. Критериальное значение показателей пере-кисного окисления липидов при воздействии пестицидов // Токсикол. вестник. - 1994. № 4. - С. 24-27.

56. Лепилина И.Н. Нарушения в раннем онтогенезе осетровых // Тез. докл. V Всесоюзной конференции по раннему онтогенезу рыб. Астрахань, 1-3 окт., 1991.-С. 161-162.

57. Лисицын А.П. Потоки осадочного вещества, природные фильтры и осадочные системы «живого океана» // Геология и геофизика - 2004. Т. 45, № 1.-С. 15-48.

58. Лукьяненко В.И. Общая ихтиотоксикология. - М.: Легкая и пищевая промышленность, 1983. - 320 с.

59. Магомедгаджиева Д.Н., Исуев А.Р., Салихлв С.Б. Показатели окисли-тельно-антиоксидантной активности мышечной ткани сеголеток карпа при воздействии пестицида актара // Современные проблемы адаптации и биоразнообразия : Труды Международной научной конференции, Махачкала, 2427 окт. 2006.-С. 15-16.

60. Макаров Э.В., Семенов А.Д. Экологические аспекты проблемы развития рыбного хозяйства в Азовском бассейне // Сборник научных трудов Аз-НИИРХ «Основные проблемы рыбного хозяйства и охраны рыбохозяйствен-ных водоемов Азовского Бассейна» Ростов-на-Дону. 1996.. -С. 6-20.

61. Марюхина А.Г., Бойко А.П., Винокуров Н.Б., Гарвилов A.A. Зато в системе защиты яблони от парши // Защита и карантин растений - № 4. 2001. -С. 25-26.

62. Материалы заявки на регистрацию фунгицида Баритон, КС (д.в. про-тиоконазол, 37,5 г/л и флуоксастробин, 37,5 г/л) фирмы «Байер КропСайенс АГ». Германия. 2009. - 45 с.

63. Материалы заявки на регистрацию фунгицида Пиктор, КС (д.в. димок-систробин, 200 г/л и боскалид, 200 г/л) фирмы «BASF». Германия. 2006. - 22 с.

64. Матюшин Б.Н., Логинов A.C., Ткачев В.Д. Цитохром P-450-зависимое гидроксилирование и активность глутатионзависимых ферментов печени при ее хроническом поражении // Вопр. мед. химии. - 1997. - Т. 43, № 4. - С. 256-260.

65. Мельников H.H. Пестициды. Химия, технология и применение. - М.: Химия. 1987.-711 с.

66. Мельников H.H., Волков А.И., Коротков A.A. Пестициды и окружающая среда. - М.: Химия. 1977. - 240 с.

67. Мельников H.H., Новожилов К.В., Белан С.Р. Пестициды и регуляторы роста растений / Справ, изд. - М.: Химия. 1995. - 576 с.

68. Методические рекомендации по установлению эколого-рыбохозяйственных нормативов (ПДК и ОБУВ) загрязняющих веществ для воды водных объектов, имеющих рыбохозяйственное значение - М.: ВНИРО. 1998. - 147 с.

69. Методические указания по разработке предельно-допустимых концентраций пестицидов в воде рыбохозяйственных водоемов - Ростов - на - Дону. 1979.-С 7-9.

70. Михайленко В.Г. Адаптация рыб в процессе стресса и тренировки: Тез. докл. Первый конгресс ихтиологов России. - М.: ВНИРО. 1997. - С. 231-232.

71. Мишин В.М., Ляхович В.В. Множественные формы цитохрома Р-450. -Новосибирск: Наука. 1985. - 180 с.

72. Москвичев Д.В., Кесельман М.Л., Лукаш А.И. Свободнорадикальные механизмы пестицидной интоксикации в тканях белых крыс // Токсикол. вестник. - 2000. № 2. - С. 6-11.

73. Мышкин В.А., Камилов Ф.Х. О роли процессов перекисного окисления липидов в патогенезе острой интоксикации фосфорорганическими соединениями // Башк. хим. ж. - 1997. - 4, № 1. - С. 16-22.

74. Остроумов С.А. Введение в биохимическую экологию. - М.: Наука, 1986.- 176 с.

75. Панченкова Г.А., Голованова И.Л., Ушакова Н.В. Репродуктивные показатели, размеры и активность гидролаз у Daphnia magna Straus в ряду поколений при действии гербицида «раундап» // Биология внутренних вод - 2009. № 3. - С. 105-110.

76. Пестициди. Классифкащя за ступенем небезпечности: ДСанГБН 8.8.1.002-98 // 36. важливих офщшних матер1ал1в з саштарних I протиешдесм1чних питань. - Кшв. - Т. 9, ч. 1. 2000. - С. 249-266.

77. Покровский A.A., Тутельян В.А. Лизосомы. - М.: Наука, 1976. - 382 с.

78. Покровский A.A., Арчаков А.И. Определение активности ацетилэстера-зы по A.A. Покровскому, А.И. Арчакову // Современные методы в биохимии. -М.: "Медицина". 1968.-С. 50-51.

79. Попова Г.В., Шамрова Л.Д. Накопление пестицидов в воспроизводительной системе рыб и их гонадотоксическое действие // Экспериментальная водная токсикология. - 1987, Вып. 12. - С. 191-193.

80. Потапов А.И., Ястребов Г.Г. Гигиенические проблемы национальной безопасности России. Мат-лы VIII Всероссийского съезда гигиенистов и санитарных врачей. Сб. научн. Трудов. -М, 1998. - Т. 1. - С. 7-10.

81. Прищепа И.А. Применения смесей пестицидов и регуляторов роста на посевах зерновых колосовых культур // Агрохимия. 1998, С.74-89.

82. Прозоровский В .Б. Использование метода наименьших квадратов для пробит-анализа кривых летальности // Фармакол. и токсикол. - 1962. № 1. -С. 68-72.

83. Ракитский В.Н. Проблема оценки потенциальной и реальной опасности в санитарной токсикологии и гигиене. Сб. научных трудов. - Уфа. 1997. - С. 12-14.

84. Рубчиц O.B. Компания БАСФ: инновации залог успеха клиентов// Защита и Карантин растений. 2005. № U.C. - 45-46.

85. Семенов А.Д., Коропенко Е.О. Влияние хлорорганических пестицидов на состояние ихтиофауны нижнего дона // Современные проблемы водной токсикологии. Тезисы докладов. - Борок. 2002. - 24 с.

86. Семенов А. Д. , Александров 3. В., Сойер В Г., Павленко, Л. Ф. О современном состоянии экосистемы Азовского моря и принципиальных возможностях его восстановления: тез. Докл. Всерос. Конф. « Экосистемы морей России в условиях антропогенного пресса (включая промысел)».-Астрахань. 1994.-С. 328-329.

87. Семенов А. Д., Коротков Л. И., Сапожникова Е. в., Коропенко Е.О. Современное состояние пестицидного загрязнения водных объектов Азовского бассейна // Сб. науч трудов АзНИИРХ. - Ростов-на-Дону, 2000. - С. 112-113

88. Сергеева Н.Р. Анализ загрязнения Азово-кубанских лиманов хлорорга-ническими пестицидами за последние десятилетия: Тез. докл. Международной конференции « Проблемы сохранения экосистем и рационального использования биоресурсов Азово-Черноморского бассейна». Ростов-на-Дону. 2001.-С. 50-51.

89. Сидоров B.C. Экологическая биохимия рыб. Липиды. - Л.: Наука. 1983. - 240 с.

90. Сидоров B.C., Немова H.H., Высоцкая Р.У., Такшеев С.А. Вариабельность интегрального биохимического индекса у рыб под влиянием техногенных вод горно-обогатительного комбината // Экология. - 2003. № 4. - С. 274280.

91. Силкина Н.И., Жарикова А.Н. Оценка влияния фенола и карбофоса на показатели роста и физиолого-биохимическое состояние молоди карпа Су-prinus carpió L. // Проблемы иммунологии, патологии и охраны здоровья рыб и других гидробионтов-2 : Расширенные материалы Международной научно-практической конференции, Борок, 17-20 июля, 2007. - М., 2007. - С. 258263.

92. Силкина Н.И., Микряков В.Р. Состояние процессов перекисного окисления липидов и антирадикальной системы тканей рыб при воздействии фенола и нафталина // Токсикол. вестник. - 2006. № 3. - С. 19-23.

93. Соколов М.С., Жариков Г.А., Дядищев Н.Р., Подгорный Л.И. Концептуальное обоснование эколого-гигиенического нормирования экосистем // Токсикол. вестник. - 2001.№3 - С. 31-35.

94. Стальная И.Д., Гаришвили Т.Г. Метод определения малонового диаль-дегида с помощью тиабарбитуровой кислоты // Современные методы в биохимии. - М: Медицина. 1977. - С. 66-68.

95. Строганов Н.С., Колосова Л.В. Ведение лабораторной культуры и определения плодовитости дафний в ряде поколений. // Методики биологических исследований по водной токсикологии - М.: Наука. 1971. - С. 210-216.

96. Таликина М.Г., Изюмов Ю.Г., Чеботарева Ю.В. Аберрантные митозы и гистопатология гонад у сеголеток плотвы Rutilus rutilus после токсических воздействий в эмбриональный и личиночный периоды развития // Вопросы ихтиологии. - 2001. 41. № 2. - С. 232-238.

97. Тиунов Л.А. Механизмы естественной детоксикации и антиоксидант-ной защиты // Вестник Рос. АМН - 1995. № 3. - С. 9-13.

98. Тиунов Л.А. Некоторые вопросы молекулярной токсикологии // Вестник АМН. - 1991. № 1.-С. 8-11.

99. Тиунов Л.А., Иванова В.А. Роль глутатиона в процессах детоксикации // Вестник АМН СССР. - 1988. № 1. - С. 62-69.

100. Федоров Л.А., Яблоков A.B. Пестициды - токсический удар по биосфере и человеку - М.: Наука. 1999. - 460 с.

101. Флеров Б.А. Эколого - физиологические аспекты токсикологии пресноводных животных, Автореферат дис. кан. биол. наук. М., 1984. - 33 с.

102. Фридович И. Радикалы кислорода, пероксид водорода и токсичность кислорода // Свободные радикалы в биологии / Под ред. У. Прайора. - М.: Мир. 1979.-Т. I.-С. 272-314.

103. Хмелева Закономерности размножения ракообразных. - Минск: наука и техника. 1988.-204 с.

104. Черных A.M. Угрозы здоровью человека при использовании пестицидов (обзор) // Гигиена и санитария. - 2003, № 5. - С. 25-29.

105. Черных A.M. Гигиеническая оченка применения пестицидов в районах Курской области // Гигиена и санитария. - 2006, №2. - С. 539-545.

106. Чибураев В.И., Двоскин Я.Г., Брагина И.В., Иванов A.A., Гарбузова A.A. Загрязнение пестицидами территории Российской Федерации как потенциальная опасность для здоровья населения // Гигиена и санитария. -2003, №3.-С. 68-71.

107. Шахматова O.A. Активность антиоксидантной системы личинок рыб как показатель качества морской среды // 6 Международная конференция «Биоантиоксидант», М. 16-19 апр., 2002: Тезисы докладов. М., 2002. - С. 620621.

108. Шмальгаузен О.И. Осетр Acipenser quldenstadti colchicus. Развитие предличинок // В кн. «Объекты биологии развития» АН СССР. - М.: Наука. 1975.-С. 264-276.

109. Щепанский В.О., Давлетов Э.Г., Камилов Ф.Х. Изменения оксидантно-антиоксидантных систем эритроцитов при экспериментальном отравлении гербицидом 2,4-ДА и их коррекция // Биоантиоксидант: Междунар. симп. в рамках междунар. выст. "Мед. и охрана здоровья. Медтехн. и аптека", Тюмень, 16-19 сент., 1997. - Тюмень. 1997. - С. 161-163.

110. ЩербаньЭ.П. , И.Н.Коновец, О.М.Арсан, исследование токсичности Алжирского суперфосфата для DAFNIA MAGNA и CERIODAFNIA AFFINIS гидробиологический журнал,- 2000.- Т36, №5. - С. 71-77.

111. Эколого-рыбохозяйственная оценка и нормирование фунгицида Зато 500 г/кг, ВДГ и его действующего вещества Трифлоксистробина для воды рыбохозяйственных водоемов - Ростов-на-Дону, ФГУП «АзНИИРХ». 2005. -106 с.

112. Эколого-рыбохозяйственная оценка и нормирование фунгицида Каб-риотоп 605 г/кг, ВДГ и его действующего вещества Пираклостробина для воды рыбохозяйственных водоемов - Ростов-на-Дону, ФГУП «АзНИИРХ». 2005.-112 с.

113. Эколого-рыбохозяйственная оценка и нормирование фунгицида Пик-тор, КС (200 г/л Димоксистробина + 200 г/л Боскалида) и его действующих веществ Димоксистробина и Боскалида для воды рыбохозяйственных водоемов - Ростов-на-Дону, ФГУП «АзНИИРХ». 2007. - 141 с.

114. Эколого-рыбохозяйственная оценка и нормирование фунгицида Баритон, КС (37,5 г/л Флуоксастробина + 37,5 г/л Протиоконазола) и его действующего вещества Флуоксастробина для воды рыбохозяйственных водоемов - Ростов-на-Дону, ФГУП «АзНИИРХ». 2009. - 103 с.

115. Юсупова Л.Б. О повышении точности определения активности глута-тионредуктазы эритроцитов // Лабораторное дело. - 1989, № 4. - С. 19-21

116. Al-Ghais S.M., АН В. Inhibition of glutathione-S-transferase catalyzed xe-nobiotic detoxication by organotin compound in tropical marine fish tissues // Bull. Environ. Contam. and Toxicol.- 1999. 62, V. 2. - P. 207-213.

117. Banerjee B.D., Bhattacharya A., Pasha S.T., Chacraborty A.K. Biochemical effects of some pesticides on lipid-peroxidation and free-radical scavengers // Toxicol. Lett. - 1999. 107. N 1-3. - P. 33-47.

118. Basack S.B., Oneto M.L., Fuchs J.S., Wood E.J., Kesten E.M. Esterases of Corbicula fluminea as biomarkers of exposure to organophosphorus peticide // Bull. Environ. Contam. And Toxicol. - 1998. 61. N 5. - P. 569-576.

119. Broeg K. Acid phosphatase activity in liver macrophage as a marker for pollution-induced immunomodulation of the non-specific immune response in fish // Helgold. Mar. Res. - 2003. 57. № 3-4. - P. 166-175.

120. Butler Ph. A. Commercial fishery investigations. - Pesticide-wildlife studies (a revue of fish and wildlife service investigations) Washington. - 1963, - P. 5558.

121. Gvozdenko S.I., Kataskova S.I., Molchanova N.V., Zinchuk O.A. A stady of the mutagenic and teratocenic effect of pesticides on embryonic development of sturgeons // 3rd Int. Symp. Sturgeon, Piacenza, July 8-11, 1997: Booklet Abstr. -Piacenza, 1997.-P. 185-186.

122. Cantalamessa F. Acute toxicity of two pyrethroids, permethrin and Cypermethrin in neonatal and adult rats //Arch Toxicol. - 1993. 67. - P. 510-530.

123. Cashman John R., Perotti Beatrice Y.T., Berkman Clifford E., Jing Lin Environmental Health Issues Carboxylesterases and Detoxication of Chemicals // Environmental Health Perspectives Supplements. - 1996. V. 104. N SI. - Pharmacokinetics and Molecular Detoxication. htm.

124. Czarniewska E., Kasprzyk A., Ziemnicki K. Influence of fenitrothion and malation on antioxidant enzymatic defence in liver of the frog Rana esculenta L. // Pestycydy. -2005. № 1-2. - P. 15-23.

125. El-Khatib E.N. Aldicarb-induced biochemical changes in fresh water fish Tilapia nilotica // Toxicol. Lett. - 2001. 123. - 112 p.

126. Ellman Q.L. Tissue sulfhydryl groups // Arch. Biochem.- 1959. V. 82. - P. 70-77.

127. Felista Rani E., Balasubramanian M.P. Effect of mixtures of pesticide and fertilizer on proteins, carbohydrates, phosphomonoesterases and non-specific esterases in Oreochromis mossambicus (Peters) // Nat. Acad. Sei. Lett. - 1999. 22. N 3-4. - P. 70-74.

128. Forkert Poh-Gek, Lee Raymond P., Reid Ken Involvement of CYP2E1 and carboxylesterase enzymes in vinil carbamate metabolism in human lung microsomes // Drag Metab. And Disposit. - 2001. 29. N 3. - P. 258-263

129. Frederick M. Fishel Pesticide Toxicity Profile: Triazole Pesticides/ 2005. -http://edis.ifas.ufl.edu/ PI 105.

130. Glickman A. H., Weitman S.D., Lech J.J. Differential toxicity of trans-permethrine in rainbow trout & mise // Toxicol. Appl. Pharmacol. - 1982, 66. -P.153-161.

131. Gonzalez F.J. Role of xenobiotic-metabolizing enzymes in cancer susceptibility / [Pap.] Keystone Symp. Mol. and Cell Biol. "Mol.Toxicol.", Copper Mountain, Colo, Jan. 9-15, 1995 // J. Cell. Biochem. - 1995. - Suppl. 19A. - 187 p.

132. Gupta RC, Kadel WL. Concerted role of carboxylesterase in the potentiation of carbofuran toxicity by iso-OMPA pretreatment // J. Toxicol. Environ. Health -1989,N26.-P. 447-457.

133. Habig W.H., Pabst M.J., Jacoby W.B. Glutation-S-transpherase: the first step in mercapturic acid formation // J. Biol. Chem. - 1974. V. 249. - P. 130-139.

134. Haendel M., Tilton F., Bailey G., Tanguay R. Developmental toxicity of the dithiocarbamate pesticide sodium metam in zebrafish // Toxicol. Sci. - 2004. 81. № 2. - P. 390-400.

135. Haux C., Forlin L. Biochemical method for detecting effects of contaminants on fish. // Ambio. - 1988. - 17. - P. 376-380.

136. Hayes J.D., McLellan L.I. Glutathione and glutathione-dependent enzymes represent a coordinately regulated defence against oxidative stress // Free Radical Res. - 1999. V. 31.-P. 273-300.

137. Herms S., Seehaus K., Koehle H. A Strobilurin Fungicide Enhances the Resistance of Tobacco against Tobacco Mosaic Virus and Pseudomonas syringae pv tabaci // Plant Physiol-2002. V. 130.-P. 120-127.

138. Hollingworth R.M., Ahammadsahib K.I., Gadelhak Q., McLaughlin J.L. New inhibitors of complex I of the mitochondrial electron transport chain with activity as pesticides // Biochem. Soc. Trans. - 1994. 22. N 1. - P. 230-233.

139. Klobucar G.I.V., Lajtner J., Erben R. Lipid peroxidation and histopathologi-cal changes in the digestive gland of a freshwater snail Planorbarius corneus L. (Gastropoda, Pulmonata) exposed to chronic and sub-chronic concentration of PCP // Bull. Environ. Contam. and Tocxicol. - 1997. 58. N 1. - P. 128-134.

140. Kresoxim-methyl // JMPR Evaluations 1998 Part II Toxicological (http://www.inchem.org/documents/jmpr/jmpmono/v098prl0.htm).

141. Kresoxim-methyl Technical Sovran Fungicide. Regulatory Note REG2000-14, October 20, 2000 //Publications Coordinator Pest Management Regulatory

Agency Health Canada (http://www.pmra-arla.gc.ca/english/pdf/reg/reg2000-14-e.pdf).

142. Krijgsheld K.R., Van der Gen A. Assesment of tne impact of the emission of certain organochlorine compounds on the aquatic environment. Part is monochlo-rophenols and 2,4-dichlorophenol // Chemospher. 1986. - Vol. 15, N7. - P.825-860.

143. Latchoumycandane C., Mathur P.P. Effect of methoxychlor on the antioxidant system in mitochondrial and micrrosome-rich fractions of the rat testis // Toxicology. - 2002. 176. N 1-2. - P. 67-75.

144. Lower N., Moore A. Exposure to insecticides inhibits embryo development and emergence in Atlantic salmon. // Fish Physion. and Biochem. - 2003. - 28, №1. - P. 431-432.

145. Lowry O.H., Rosenbrough N.J., Farr A.L., Randall R. Protein measurement with the Folin phenol reagent // J. Biol. Chem.. - 1951. V. 193. - P. 265-275.

146. Machala M., Drabek Petdr, Neca J., Kolarova J., Svobodova Z. Biochemical markers for differentiation of exposures to nonplanar polychlorinated biphenyls, organochlorine pesticides, or 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin in trout liver // Pap. 4th Eur. Conf. Ecotoxicol. & Environ. Safety, Metz, Aug. 25-28,1996 / Eco-toxicol. and Environ. Safety. - 1998. 41. V. 1. - P. 107-111.

147. Mayumi I., Takanori S., Hisato I., Minoru F., Akio K., Shoichi F. Accumulation of halogenated aromatic hydrocarbons and activities of cytochrome P450 and glutatione-S-transferase in crabs (Eriocheir japonicus) from Japanese rivers // Environ. Toxicol, and Chem. - 1998. 17. N 8. - P. 1490-1498.

148. Misra H.P., Fridovich I. The role of superoxide anion in the autooxidation of epinephrine and simple assay for superoxide dismutase // J. Biol. Chem. - 1972. -Vol. 247, N 10. - P. 3170-3175.

149. Oruc Elif Ozcan, Uner Nevin. The protective role of glutathione-S-transferase against lipid peroxidation in fish exposed to 2,4-D and azinphosmethil // Drag Metab. Rev. - 2002. - 34. - 182 p.

150. Otto D.M.E., Moon T.W. Phase I and II enzymes and oxidant responses in different tissues of brown bullheads from relatively polluted and non-polluted systems // Arch. Environ. Contam. and Toxicol. - 1996. 31. V. 1. - P. 141-147.

151. Ozcan Orus E., Sevgiler Y., Uner N. Tissue-specific oxidative stress responses in fish exposed to 2,4-D and azinphosmethil // Compar. Biochem. and Physiol. - 2004. 137. № l.-P. 43-51.

152. Ozretic B., Krajnovic-Ozretic M. Esterase heterogeneity in mussel Mytilus galloprovincialis: effects of organophosphate and carbamate pesticides in vitro // Comp. Biochem. Physiol. - 1992. V. 103C. N 1. -P. 221-225.

153. Pena-Llopis S., Ferrado M.D., Pena J.B. Impaired glutation redox status is associated with decreased survival in two organoohosphate-poisoned marine bivalves // Chemosphere. - 2002. 47. N 5. - P. 485-497.

154. Plimmer J.R. Analitical chemistry and the future of pesticides // Environ-mantial Science and Health - 1996, B31(4). - P. 645-670.

155. Public Release Summary on Evaluation of the new active KRESOXIM-METHYL in the product STROBY WG FUNGICIDE // National Registration Authority for Agricultural and Veterinary Chemicals, JUNE 2000, Canberra, Australia (http://www.apvma.gov.au/publications/prskre.pdf).

156. Ray D.E., Forshaw P.J. Pyrethroid insecticides: Mechanisms of toxicity, poisoning syndromes and synergies: Abstr. Eur. Assoc. Poison Cent, and Clin. Toxicol. 19th Int. Congr., Dublin, June 22-25, 1999 // J. Toxicol. Clin. Toxicol. - 1999. 37. N3.-P. 361-362.

157. Ren Zongming, Zha Jinmiao, Ma Mei, Wang Zijian, Gerhardt Almut The early warning of aquatic organophosphorus pesticide contamination by on-line monitoring behavioral changes of Daphnia magna // Environ. Monit. and Assess. -2007. 134. № 1-3. - P. 373-383.

158. Shaoguo Ru, Xuanhui Wei, Ming Jiang, Yongqi Li. In vivo and in vitro inhibition of red drum (Sciaenops ocellatus) brain acetylcholinesterase and liver car-boxylesterase by monocrotophos at sublethal concentrations // Cybium. - 2003. 27. N l.-P. 17-25.

159. Shivakumar R., David M. Endosulfan induced behavioural changes in the freshwater fish, Cyprinus carpio // J. Ecotoxicol. and Environ. Monit. - 2004. -14, № 1. - P. 65-69.

160. Sorsa Sota Solomon, Fan De-fang, Li Shao-nan Hepatic glutatihione-s-transferase activity in mosquitofish (Gambusia affinis) and topmouth gudgeon (Pseudorasbora parva) exposed to fenitrothion // J. Zhejiang Univ. Sci. - 2000, N

2.-P. 190-195.

161. Sublethal effects of profenofos on locomotor behavior and gill architecture of the mosquito fish, Gambusia affinis // Rao and Chem.Toxicol. - 2006. - 29, №3. - P. 255-267.

162. Tang Xue-xi, Li Yong-gi, Huang Jian Effect of paration on lipid peroxidation in Platymonas sp. and Dunaliella sp. // Oceonol. et limnol. sin. - 1999. 30. N

3.-P. 295-299.

163. Toxicological Profile. Trifloxystrobin. (http://www.fluoridealert.org/ pesti-cides/Trifloxystrobin.FR.Novl 4.01 .htm).

164. Trifloxystrobin. New Chemical Registration, 20 September, 1990 // Pesticide Fact Sheet: US EPA

(http://www.fluoridealert.org/pesticides/trifloxystrobin.epa.fact.99.pdf).

165. Van Leeuwen C.J. Ecotoxicological aspects of dithiocarbamatees (Thesis) // University of Utrecht. - Utrecht. - 1986. - 235 p.

166. Villalobos S. Alex, Hamm Jonathan T., The Swee J., Hinton David E. Thi-obencarb-induced embryotoxicity in medaka (Orixias latipes): Stage-specific toxicity and protective role of chloridon // Aquat. Toxicol. - 2001. 51. N 3. - P. 293303.

167. Wang Chong-gang, Wei Feng-gin. Hubei minzu xueyuan xuebao // J. Hubei Inst. Nat. Natur. Sci. - 2002. 20. N 1. - P. 1-3.

168. Warnick S.L. Concentrations and effects of pesticides in aquatic Environments. - J. Am. Water Works Ass, - 1964 56. N 2. - P. 5-8.

169. Wojciech B., Laurent L. Benzopyrene hydroxylase and glutathione-S-transferase activities as biomarkers in Limnaea palustris (Mollusca, Gastropoda)

exposed to atrazine and hexachlorobenzene in freshwater mesocosms // Environ. Toxicol, and Chem. - 1996. 15. N 5. -P. 771-781.

170. Yarsan E., Tanyuksel M., Celic S., Aydin A. Effects of aldicarb and mala-tion on lipid peroxidation // Bull. Environ. Contam. and Toxicol. - 1999. 63. N 5. -P. 575-581.