4 курс / Общая токсикология (доп.) / Toxikologia_ryb_Lukyanenko

определенной фазы развития, рыб перемещали из токсического раствора в чистую воду после гибели примерно 50% испытуемых рыб. Такая схема опытов включает разные концентрации яда и различное время контакта рыб с ядами, поскольку время гибели 50% испытуемых рыб неодинаково в различных растворах фенола. Анализ полученных данных (табл. 12) позволяет говорить о высокой обратимости фенольной интоксикации после перенесения карасей в чистую воду. Через несколько часов подопытных карасей невозможно отличить от нормальных. Высокая скорость обратимости токсического процесса у рыб описывается и другими авторами

(Jones, 1947; Herbert a. Merkens, 1952).

Таблица 12

Сравнительная характеристика обратимости фенольной интоксикации после экспозиции в различных концентрациях фенола

Концентрация	Число рыб	Средняя	Время	Число рыб,	Выживаемость,
фенола, мг/л		продолжительность	экспозиции	перемещенных	%
		жизни 50% рыб, ч	перед	в чистую воду
			удалением рыб
			из токсического
			раствора, ч
50	20	11,2	16,5	12	100
100	20	4,9	5,5	10	70
200	20	8,3	10	11	100
400	20	6,4	9	10	100
800	20	1,7	2	10	10

Обращает на себя внимание однотипная динамика обратимости фенольной интоксикации во всех изученных нами концентрациях. Восстановление различных рефлексов идет в обратном порядке. Функции, нарушенные в первую очередь, восстанавливаются последними.

Караси, находившиеся в боковом положении, сопровождаемом конвульсивными судорогами (третья фаза) постепенно приобретали способность сперва импульсивного, а затем и более плавного перемещения в боковом положении (вторая фаза) и, наконец, рефлекс равновесия полностью восстанавливался. Таким образом, процесс восстановления развивался также поэтапно, проходя последовательно три фазы, описанные ранее.

Сопоставляя степень обратимости различных фаз фенольной интоксикации, необходимо отметить, что первая фаза - фаза резкой двигательной возбудимости - во всех случаях обратима. Вторая фаза, объединяющая такие реакции рыб, как потеря рефлекса равновесия, опрокидывание на бок и импульсивное перемещение в боковом положении, также высокообратима, даже в растворе фенола 200 и 400 мг/л. Третья фаза, характеризующаяся потерей двигательной активности и конвульсивными судорогами в боковом положении, менее обратима. Встречаются случаи полной обратимости (в низких концентрация фенола), частичной обратимости без восстановления рефлекса равновесия и полной необратимости интоксикации с последующей гибелью испытуемых рыб, хотя и в более отдаленные сроки.

На рис. 5 дана кривая, характеризующая степень обратимости интоксикации в различных концентрациях фенола. После нахождения рыб на протяжении 15,5 ч в токсическом растворе с концентрацией 50 мг/л была 100%-ная обратимость токсического процесса. Рыб перемещали в чистую воду во второй фазе развития фенольной интоксикации. При 5,5-часовой экспозиции испытуемых рыб в растворе 100 Мг/л большинство рыб было перенесено в чистую воду в третьей фазе развития интоксикации. 70% рыб выжило, а 30% погибло. Следует отметить, что быстрое восстановление рефлекса равновесия наблюдалось у четырех из семи рыб, а из трех других одна рыба находилась в боковом положении на протяжении всего срока наблюдений (10 суток).

31

Рис 5. Степень обратимости фенольной интоксикации карасей

Степень и динамика обратимости интоксикации карасей в растворе фенола 200 и 400 мг/л имели примерно сходный характер. Среднее время экспозиции рыб в растворах было также приблизительно одинаковым (8,3 и 6,4 ч соответственно). Рыбы при перемещении в чистую воду находились частично во второй и третьей фазе развития фенольной интоксикации. В растворе фенола 200 мг/л восстановление рефлекса равновесия отмечено у всех рыб сравнительно в короткий срок (24 ч). В растворе фенола 400 мг/л полная обратимость у девяти рыб была достигнута за 24-36 ч, а одна рыба находилась в боковом положении до конца наблюдений. Концентрация фенола 800 мг/л в течение двух часов вызывала необратимую интоксикацию в 90% случаев и только одна рыба из 10 осталась в живых с полным восстановлением рефлекса равновесия после перенесения в чистую воду. В этом растворе фенола время гибели 50% испытуемых рыб мало или почти не отличается от среднего времени гибели всех испытуемых рыб.

Полученные экспериментальные данные по динамике обратимости фенольной интоксикации говорят о высокой скорости и степени обратимости фенольного отравления рыб. Мы считаем, что время нахождения испытуемых рыб в токсическом растворе играет более существенную роль, чем концентрация яда. Это подтверждается примерно одинаковой обратимостью интоксикации в диапазоне концентраций фенола от 50 до

400мг/л.

Впоследующих опытах, проведенных с фенолом и тремя изомерами крезола на плотве, густере, эти опыты в общих чертах были подтверждены. Однако степень обратимости интоксикации зависит и от видовых особенностей испытуемых рыб, и от химических свойств исследуемого вещества. Так, фенольная интоксикация плотвы более легко обратима, чем отравление крезолом, а интоксикация у густеры менее обратима, чем у плотвы.

Большой практический интерес представляет вопрос об обратимости интоксикаций рыб, вызванных действием инсектицидов. В опытах X. Манна (Mann, 1958) плотва, отравленная фостфитоном или тиоданом (30 мин при концентрации 0,01 мг/л), приходила в нормальное состояние после перемещения в чистую воду, однако, действие более высоких концентраций яда необратимо. Д. Людеман и X. Нейман (Ludemann, Neumann, 1962) провели сравнительное изучение токсичности 16 хлор- и фосфорорганических инсектицидов на карпах, щуке и форели и установили, что для хлорорганических соединений характерна необратимость действия, тогда как при отравлении фосфорорганическими инсектицидами рыбы, перемещенные в чистую воду, вскоре приходили в нормальное состояние.

Токсическое действие многих изученных веществ обратимо при прекращении контакта рыб с ядом. Следует отметить, что большинство авторов не указывают длительность наблюдения за рыбами после их перемещения в чистую воду, а это может иметь Решающее значение. Быстрое восстановление рефлекса равновесия, нормализация дыхания и приобретение рыбами способности активно плавать (эти празнаки чаще всего используются в качестве показателей обратимости токсического процесса) сами по себе еще не могут характеризовать нормализацию физиологического состояния рыб, перенесших отравление. Для решения этого вопроса необходимо использовать более тонкие биохимические и физиологические показатели, отражающие состояние различных функциональных систем организма. Необходимы, по возможности, более длительные наблюдения за рыбами, подвергнутыми действию ядов. В опытах на сеголетках карася (Лукьяненко и Флеров, 1963) из 16 выживших рыб в растворе фенола 200 мг/л девять погибали от сапролегнии в течение четырех последующих дней (или позже). В опытах на плотве и густере, отравленных фенолом или крезолом, при длительном наблюдении (до 28 суток) мы отмечали гибель части выживших рыб после отравления от сапролегнии. Следовательно, перенесенное рыбами отравление не проходит бесследно и может снижать их устойчивость к другим патогенным воздействиям, в частности грибковым или инфекционным заболеваниям. Это дает возможность с новых позиций рассмотреть, чрезвычайно важный в практическом отношении вопрос. Нередко приходится производить экспертизы и давать объяснение массовой гибели рыб в том или ином водоеме, причины которой недостаточно ясны. По-видимому, вспышки заболевания имеют в своей основе хроническое

32

отравление малыми концентрациями ядов промышленных сточных вод, проявляющееся при изменении кислородного режима, активной реакции среды, перепаде температур и других неблагоприятных условиях. Рыбы, ослабленные хроническим отравлением ядами промышленных сточных вод, легче подвергаются инфекционным и паразитарным заболеваниям вследствие снижения общей сопротивляемости организма.

Необходимы дальнейшие целенаправленные исследования отдаленных последствий перенесенного рыбами отравления (острого или подострого) и их влияния на устойчивость рыб к разнообразным стрессирующим воздействиям.

ЗНАЧЕНИЕ КОНЦЕНТРАЦИИ ЯДА В ОПРЕДЕЛЕНИИ ДИНАМИКИ РАЗВИТИЯ И ИСХОДА ТОКСИЧЕСКОГО ЭФФЕКТА

Результат опытов по испытанию токсичности того или иного компонента промышленных сточных вод для рыб определяется двумя важнейшими переменными: концентрацией яда и временем его действия. Концентрация химического вещества, при постоянном времени действия на организм, играет решающую роль в определении выраженности и исхода токсического процесса, а стало быть, и в оценке самого факта вредности изучаемого соединения для жизни рыб.

Вероятно, зависимость динамики развития отравления рыб от концентрации определяется различной локализацией токсического агента в органах и тканях. Значительный интерес представляют данные М. М. Телитченко (1958) о связи между степенью накопления урана-238, его локализацией в организме карпа и концентрацией элемента в воде. При кратковременном содержании рыб в концентрированных растворах (200 мг/л) уран накапливается преимущественно в мягких тканях (жабрах, сердце, почках, кишечнике и т.д.). При длительном нахождении уклейки в воде с меньшими концентрациями урана (1-25 мг/л) он накапливается главным образом в твердых тканях (костная ткань, чешуя), характеризующихся замедленным обменом, а также в гонадах. К сожалению, опыты по определению локализации вещества в зависимости от его концентрации в воде, пока единичны.

Вопрос о концентрациях химического вещества, при котором оно становится токсичным или смертельным, остается одним из самых неясных и разноречивых в токсикологии рыб. Свидетельством тому является огромный диапазон токсических или летальных концентраций буквально по каждому классу изученных химических соединений, будь то соли тяжелых металлов, щелочи, кислоты, инсектициды или другие яды органического ряда. Весьма показательна в этом отношении табл. 13, взятая из американского сборника «Критерии качества воды», изданного Комитетом по водным загрязнениям в 1952 г. Согласно Д. Бэлдингу

(Belding, 1927), П. Штей-ману и Г. Сурбеку (Steimann, Surbeck, 1928), М. Эллису (Ellis, 1937), Г. Симонсу и Р. Симпсону (Symons a. Simpson, 1938),

				Таблица 13
	Токсические и летальные концентрации фенола для рыб
Концентрация,	Время	Тип воды	Вид рыбы	Источник
мг/л	экспозиции
0,079	30 мин	Речная	Гольян	Симонс и Симпсон, 1938
0,4 - 0,6	8,5 ч	»	Рыба1	Эллис, 1937
5,0	24 ч	»	Форель	Белдинг, 1927
5,0	24 ч	»	Окунь	Хардти, 1934
5-10	24 ч	»	Рыба1	Кол, 1941
5-10	24 ч	»	Форель	Кол, 1941
6,2	24 ч	»	Ручьевая форель	Белдинг, 1927, 1930
9	24 ч	»	Окунь	Кол, 1941
10	72 ч	Жесткая	Золотая рыбка	Эллис, 1937
10	72 ч	»	Рыба1	Эллис и др., 1946
10	72 ч	»	Линь	Кол, 1941
10-15	72 ч	»	Рыба1	Эбелинг, 1939
10-20	72 ч	Не	Рыба1	Элдридж, 1934
		аэрированная
14,2	24 ч	То же	Гольян	Белдинг, 1927
16-20	24 ч	»	Рыба1	Эллис, 1937
20	110 мин при 21 °С	»	Плотва	Хубалт, 1936
				33

20	110 мин при 21 °С	»	Рыба1	Демьяненко, 1931
20-25	110 мин при 21 °С	Аэрированная	Рыба1	Элдридж, 1934
30	150 мин при 9,5	То же	Плотва	Хубалт, 1936
	°С
51	90-140 мин	Дистиллирован	Золотая рыбка	Эллис, 1937
		ная
70-75	1 ч	Водопроводная	Санфиш	Шелфорд, 1917
100	1ч	То же	Рыба1	Гатселл, 1921
333	24 ч	»	Золотая рыбка	Рушофт, Эттингер, 1947
400	менее 14 мин	»	Форель	Галтшофф, 1936

1 Вид не указан.

A. Колу (Cole, 1941) и др. повреждающие или смертельные концентрации фенола варьируют от величин, меньших чем 1, до 5 мг/л.

Другая группа исследователей: Р. Хофер (Hofer, 1899), B. Хейн (Hein,'1908), В. Н. Демьяненко (1931), В. С. Ситников (1932), А. Т. Пожитков (1937), Г. Эбелинг (Ebeling, 1939), Е. Елдриж i(Eldrldg, 1934), Г. К Чистяков (1941), на основании экспериментальных данных полагает, что порог токсичности или летального действия фенола для различных видов рыб лежит в пределах 10-20 мг/л.

По мнению В. Н. Демьяненко (1931), В. С. Ситникова (1932), Г. Симонса и Р. Симпсона (1937), С. Мишонского (Mishonskv, 1934), Г. Шута (Schaut, 1939), Г. Эбелинга (1939) и Е. А. Веселова (1957), в этих же пределах лежит область относительно безвредных концентраций (0,1 -18 мг/л).

Таким образом, по данным, полученным в различных методических условиях, токсические и летальные концентрации фенола отличаются подчас в 10-20 раз!

Анализ литературных данных, характеризующих минимальные летальные или токсические концентрации других химических веществ, дает аналогичную картину и нередко расхождения между данными различных авторов еще более внушительны. Например, согласно А. Кейсу (по Дудорову, 1953), концентрация цианидов 10 мг/л приведена в качестве «возможно токсичной для рыб». Эта величина примерно в 100 раз больше концентраций, вызывающих смертельное отравление многих видов рыб.

Этим и объясняется противоречивость рекомендаций отдельных авторов относительно минимальных летальных концентраций различных компонентов промышленных сточных вод для рыб. Между тем вопросы количественной оценки токсичности химических веществ привлекают все большее внимание специалистов в связи с необходимостью эффективного разрешения основной задачи токсикологии - установления предельно допустимых концентраций вредных веществ во внешней среде. Задача определения и обоснования предельно допустимых концентраций различных ядовитых компонентов сточных вод стоит и перед токсикологией рыб.

Всвязи с единством основных задач, стоящих перед общей токсикологией и токсикологией рыб, мы считаем необходимым кратко изложить основные идеи, принципы и методы количественной оценки токсического эффекта, используемые в общей токсикологии.

Известно, что реакции животного на токсическое раздражение возникают при определенном уровне концентраций или доз токсического вещества, а интенсивность их нарастает с увеличением концентрации. Иными словами, реакции организма, обусловленные токсическими агентами, носят градированный характер, что позволяет весьма полно характеризовать токсикодинамику испытуемого вещества, но чрезвычайно затрудняет количественную оценку его токсической активности. Для преодоления этого препятствия было предложено использовать не всю гамму возникающих в организме сдвигов, а лишь конечный эффект - гибель или выживание животного. Такой способ оценки и учета токсического эффекта по принципу «все или ничего» (квантовые реакции) получил в настоящее время всеобщее распространение и дал возможность наиболее точно, на основе математических методов, производить количественную оценку токсических свойств изучаемого соединения и сопоставлять получаемые результаты.

Внастоящее время принято различать смертельные дозы и концентрации (DL и CL) и токсические, т. е. не вызывающие летального исхода, но оказывающие вполне определенный эффект (DE и СЕ - эффективные). Обычно для характеристики токсичности испытуемого вещества исследователи стремятся располагать данными

овсей амплитуде токсических и смертельных концентраций, начиная от максимально переносимых (CL0 - концентрация максимально переносимая) и минимальной летальной (CLМ - концентрация летальноминимальная) до CL100 (концентрация летальная для 100% испытуемых животных).

Смертельные концентрации. В токсикологии рыб большинство авторов, характеризуя степень

токсичности того или иного вещества, обычно используют в качестве критерия CL100, т. е. наименьшую концентрацию, вызывающую гибель всех подопытных рыб. Из работ Ш. Д. Мошковского (1936), Н. С. Правдина

(1947) и некоторых других известно, что критерий CL100, как DL100, несет в себе ограниченную информацию о степени токсичности того или иного яда и в значительной мере определяется количеством использованных в опыте животных. Если обозначить вероятность гибели каждой рыбы в растворе с данной концентрацией яда

34

через Р, то вероятность гибели всех рыб (n) в растворе с этой концентрацией будет равна Рn. В то же время, вероятность того, что какая-то одна (или несколько) из подопытных рыб выживает, окажется равной 1-Рn. Величина 1-Рn с увеличением количества рыб (п) возрастает и стремится к 1:

(1 - Рn) → 1.

Следовательно, чем больше испытуемых рыб, тем больше вероятность, что какая-то рыба при данной концентрации выживет и CL100 будет увеличиваться. Все это относится и к величине CL0 - с увеличением количества подопытных рыб (n) будет уменьшаться минимальная летальная концентрация. Так как в большинстве их-тиотоксикологических экспериментов количество подопытных рыб бывает весьма ограниченно, а нередко и совсем не указывается, то ценность приводимых данных мала.

Значительно более ценным показателем зоны смертельных концентраций исследуемого вещества является величина CL50 (средняя летальная концентрация, вызывающая гибель 50% животных). В токсикологии рыб этот критерий был впервые введен П. Дудоровым и др. (Doudoroff a. al, 1951), предложившим биологический метод оценки токсичности веществ, основывающийся на определении среднего предела устойчивости (TLm- толерантный лимит) - концентрации яда, которая убивает 50% испытуемых рыб за 24, 48 и 96 ч в экспериментальных условиях. В настоящее время в США этот метод оценки токсичности вещества принят большинством исследователей.

Имеется несколько хорошо разработанных методов расчета и определения величины CL50. Среди методов математического расчета CL5o наибольшее распространение получили два: метод Кербера (Karber, 1931) и Першина (1950). Первый из них предполагает одинаковое количество подопытных животных (не менее 6) на каждую из 4-5 испытуемых концентраций в диапазоне от CL0 до CL100 (желательно одинаковый интервал между концентрациями).

где	а - исчисляемая концентрация;
	b - предыдущая концентрация;
	М - число погибших животных при исчисляемой концентрации;
	H - число погибших животных от предыдущих концентраций.

По методу Першина расчет CL50 возможен и в том случае, если интервалы между концентрациями неодинаковы и количество' подопытных животных, испытываемых в каждой концентрации, также различно.

При расчете CL50 по Першину М и H не число погибших животных, а процент летальности.

Другая группа методов основана на определении величины CL5o по кривой летальности или характеристической кривой, отражающей распределение индивидуальной устойчивости животных к исследуемому токсическому агенту. Большинство считает, что распределение частот индивидуальных эффектов в вариационном ряду приближается к нормальному распределению (кривая Гаусса-Лапласа). Характеристическая кривая строится путем нанесения величин доз или концентраций по оси абсцисс, а процент летальности (или частота любого другого учитываемого токсического эффекта) по оси ординат. Подчас зависимость между концентрацией и эффектом, в данном случае процентом гибели животных, при графическом изображении приобретает форму симметричной 5-образной кривой (рис. 6). Происхождение сигмоидной формы характеристической кривой, по мнению В. М. Карасика (1944), легче всего объяснить исходя из ее родства с кривой нормального распределения, так как обе эти кривые отражают распределение частоты признака в изучаемой выборочной совокупности. Обычно количество высокоустойчивых и малоустойчивых животных незначительно и нарастает по мере приближения к моде вариационного ряда. Основываясь на этом принципе, В. М. Ка-расик считает, «что сигмоидная форма характерной кривой отвечает резкому переходу от менее частых, вариантов к более частым (и наоборот). Чаще, однако, сигмообразные кривые оказываются не симметричными и, даже вовсе не S-образными, приближаясь по форме к показательным кривым или приобретают очень растянутый S-образный вид». При логарифмировании величин концентраций кривые становятся более симметричными, однако А. Кларк (CLark, 1933, 1937), анализируя характер связи между концентрацией вещества и его активностью, приходит к выводу, что форма кривых при квантовых реакциях может быть различной для разных веществ. Тем не менее характеристическая кривая приобрела исключительное значение для количественной оценки токсичности испытуемого вещества.

35

Рис. 6. Соотношения между кривой нормального распределения (а) и соответствующей ей характеристической кривой (б) (по Weber, 1957).

Поскольку при построении характеристической кривой эмпирические точки нередко широко раз-. бросаны

ине позволяют провести между ними закономерную кривую, было предложено несколько статистических методов для выравнивания опытных данных. Чаще других используют методы скользящей средней, наименьших квадратов А. Я. Боярского (1955) и метод пробитов. Наиболее простым, но дающим удовлетворительное согласование, оказался метод скользящей средней. По этому методу ожидаемые величины летальности получают как среднюю арифметическую между предыдущим и последующим наблюдаемыми значениями. При использовании этого метода можно получить плавную кривую с характерным сигмоидным изгибом. Основные

недостатки метода: значительная погрешность определения величины CL50 при малом числе опытов и необходимость соблюдения равных интервалов между концентрациями.

Метод пробитов основан на преобразовании характеристической кривой в прямую. На ординату наносят проценты летальности с учетом вероятности их ошибки. Получается шкала вероятности, характерной особенностью которой служит сближение делений в области 50% и растянутость в районе 0 и 100%. Проценты летальности, найденные опытным путем, переводят в пробиты по таблице Блисса (Bliss, 1938). Этот метод относительно точен и прост.

Ни у кого не вызывает сомнений, что в качестве параметра токсичности целесообразно использовать не

CL100, a CL50. Однако сама по себе эта характеристика будет неполной, если не указать стандартного отклонения (среднеквадратическая ошибка), характеризующего степень рассеяния или изменчивости величины СL5о. В немногих работах по токсикологии рыб, в которых авторы характеризуют токсичность вещества величиной ТLm

(Trama, 1956; Boschetti a. MCLonghlin, 1957; Trama, Benoit, 1961; Isom, I960), они, как правило, не указывают ошибки этой величины, чем снижают ценность полученных данных. Существуют различные методы определения средней ошибки и некоторые из них, как, например, метод Беренса и Шлоссера (Behrens a. Schlosser, 1957), основываются на определении этой величины непосредственно из данных эксперимента. Сложность вычисления по этому методу привела к использованию более простых и быстрых, хотя и менее точных методов

расчета ошибки CL50 по пробитной кривой. При этом исходят из положения, что разность между концентрациями, определяющими гибель 16 и 84% подопытных животных, равна удвоенному стандартному отклонению. Если известно число животных, использованных в интервале этих концентраций, то легко

установить ошибку CL50

Из многочисленных методов, основанных на этом принципе, чаще других используют методы Литчфильда

иФертига (Litchfild, Fertig, 1941) и Миллера и Тейнтера (Miller, Tainter, 1944). В первом ошибку SCL рассчитывают по формуле:

где 26 = (CL-84) - (CL-16);

N - число животных, использованных между концентрациями CL-84 и CL-16. Расчетная формула Миллера и Тейнтера сходна с первой:

36

но учитывается число животных, использованных в интервале концентраций, вызывающих гибель 6,7 и 93,3%. Этот метод, видимо, предпочтительнее первого, поскольку учитывает больше опытных данных.

Хотя большинство токсикологов для оценки токсичности вещества используют CL50, следует иметь в виду, что величина CL50 базируется на определении токсичности вещества для наименее устойчивых 50% животных. Поэтому заслуживает внимания рекомендация В. М. Карасика (1961) характеризовать токсичность вещества концентрацией, которая вызывает гибель наибольшего числа животных испытуемой группы, т. е. летальность, соответствующую моде вариационной кривой. В качестве показателя изменчивости В. М. Карасик предлагает использовать высоту этой моды, т. е. процент гибели.

Фактически, в некоторых областях частной токсикологии, например, при изучении фунгицидов, используют не CL50, a CL95 (Хорсфолл, 1948). И хотя величина CL50 предпочтительнее с точки зрения расчета и незначительного количества используемых животных, величина CL95 дает более определенные результаты. Следует иметь в виду, что величина CL95 существенно отличается от величины CL100 тем, что она имеет не абсолютный характер (при уровне значимости, равном 0,95). Это обстоятельство делает величины CL95 и CL05 вполне определенными с точки зрения оценки токсичности вещества в области смертельных концентраций и сопоставимости экспериментальных данных различных авторов, независимо от количества использованных в опыте животных.

Зона токсического действия. Наряду с использованием смертельных и пороговых концентраций, характеризующих степень токсичности вещества для животных, весьма ценным критерием токсичности является зона токсического действия, которая «...для установления предельно допустимых концентраций... дает больше, чем какой-либо отдельно взятый показатель токсичности, как, например, смертельная концентрация» (Правдин, 1947). Обычно для расчета зоны токсического действия используют три основных параметра токсичности: CL50, CL100 и пороговые концентрации. Согласно Н. С. Правдину под зоной токсического действия имеется в виду диапазон концентраций от пороговых до смертельных (CL100). Другие авторы используют отношение CL50 к пороговой величине. Хотя использование различных показателей токсичности и создает определенные трудности с точки зрения количественной оценки зоны токсического действия, однако допустимые концентрации исследуемого вещества, вычисленные по формуле, учитывающей широту зоны токсического действия, стоят наиболее близко к экспериментальным величинам.

В литературе по токсикологии рыб мы не обнаружили каких-либо сведений относительно зоны токсического действия того или иного компонента промышленных сточных вод. Обычно, характеризуя токсичность вещества для рыб и степень их устойчивости, используют лишь несколько концентраций и указывают одну из двух величин: CL100 или TLm. Вследствие этого нет никакой информации относительно того, как нарастает реакция рыб при изменении концентрации яда, а это чрезвычайно важно в практическом отношении. Для иллюстрации сошлемся на результаты наших опытов, проведенных совместно с Б. А. Флеровым на двухлетней форели (табл. 14). Действие каждой концентрации фенола испытывалось на 12 рыбах в 300литровых аквариумах. Опыты проводились при температуре воды 12-14° С, содержании кислорода 9,6- 10,2 мг/л,

рН 6,8-7,2.

				Таблица 14
Скорость гибели двухлетней форели при ризличных концентрациях фенола
Концентрация	Средняя длина	Средняя	Среднее время	Амплитуда ряда
фенола, мг/л	рыб, см	масса, г	жизни, мин	распределения времени
				гибели, мин
5	21,2	98	-	-
7,5	21,8	104	162*	120-225
10	21,9	95	129	50-240
12,5	22,0	111	95	35-205
15	20,6	88,1	40,4	15-75
25	18,8	70,3	16	10-30

* Гибель 50 % испытуемых рыб.

Оказалось, что увеличение концентрации фенола всего на 2,5 мг/л (от 5 до 7,5 мг/л) приводит к гибели 50% испытуемых рыб, а последующее увеличение концентрации еще на 2,5 мг/л (до 10 мг/л) вызывает гибель всех рыб за весьма короткое время - 129 мин. При дальнейшем повышении концентрации фенола с 10 до 15 мг/л рыба гибнет в 3 раза быстрее.

В токсикологии рыб важно установить величину зоны токсичности применительно к определенной амплитуде смертельных концентраций. Это позволяет проследить за изменением токсического эффекта при равномерном повышении концентрации яда. Знание этой закономерности важно для прогнозирования

37

возможности обратимости той или иной интоксикации в случае кратковременного контакта рыб с высокими концентрациями ядов промышленные сточных вод при аварийных сбросах.

Наши данные (Лукьяненко и Флеров, 1963а), полученные в опытах на 160 карасях-трехлетках, выявили различную степень нарастания токсического эффекта (время гибели) с увеличением концентрации фенола. Так, при увеличении концентрации яда с 25 до 50 мг/л время выживания сокращалось в 1,5 раза, а удвоение концентрации (с 50 до 100 мг/л) привело к сокращению времени выживания в 20,5 раза! Последующее увеличение концентрации фенола с 200 до 400 мг/л вызвало сокращение времени выживания только в 3,3 раза, а с 400 до 800 мг/л почти в 9 раз (табл. 15). Гибель рыб при равномерном увеличении концентрации яда с 25 до 800 мг/л ускоряется крайне неравномерно.

						Таблица 15
	Зависимость скорости летального эффекта от концентрации яда
Концентрация		Средняя длина	Средняя масса	Среднее время	Амплитуда ряда
фенола, мг/л		рыб, см	рыб, г	гибели, ч	распределения
					времени гибели, ч
25		9,39	12,10	128,7	20,5 - 171
50		8,71	11,01	82,5	3 -148
100		8,95	11,37	4	2,5	– 8,5
200		7,88	9,10	43	2 -152
400		8,55	9,15	12,6	1,75	– 64,5
800		8,74	8,53	1,4	1,01	– 1,91

В последующих опытах на 150 карасях было установлено, что ускорение гибели подопытных рыб при равномерном изменении количества токсического агента в области нижних и верхних летальных концентраций происходит неравномерно (табл. 16).

					Таблица 16
	Зависимость скорости летального эффекта от концентрации яда
Концентрация		Средняя длина	Средняя масса	Среднее время	Амплитуда ряда
фенола, мг/л		рыб, см	рыб, г	гибели, ч	распределения
					времени гибели, ч
25		8,8	9,2	172	6-240
50		8,8	9,9	52,5	2,5-137,5
100		8,7	9,2	5,5	2,5-23,0
200		8,8	9,7	11,8	2-160
400		8,4	10,2	26,6	4,0-60,5
800		8,7	9,6	2,0	1,25-2,25

Скорость развития максимально достижимого эффекта, т. е. время выживания испытуемых рыб, изменяется по-разному при одинаковом увеличении концентрации яда - в зависимости от области летальных концентраций. В области нижних летальных концентраций ускорение гибели испытуемых рыб при увеличении концентрации яда выражено значительно сильнее, чем в области верхних летальных концентраций. Эти факты еще раз подтверждают необходимость использовать для характеристики степени токсичности того или иного вещества широкую амплитуду смертельных концентраций с тем, чтобы не только указать величины CL100 или CL95, но и проследить за динамикой нарастания скорости летального эффекта.

ЗНАЧЕНИЕ ВРЕМЕНИ ДЕЙСТВИЯ ЯДА В ОПРЕДЕЛЕНИИ ДИНАМИКИ РАЗВИТИЯ И ИСХОДА ТОКСИЧЕСКОГО ЭФФЕКТА

Фактор времени, наряду с концентрацией яда, играет решающую роль в определении степени токсичности исследуемого вещества. Значение этого фактора определяется не только тем, что он является одним из составных элементов отношения «концентрация - время», на котором базируется математическая функция, моделирующая токсический процесс, но и самостоятельным значением при неизменной концентрации ядовитого вещества. Хорошо известно, что при одной и той же концентрации выраженность и исход токсического процесса меняются

38

в зависимости от времени действия яда на организм. Следовательно, продолжительность наблюдений оказывает решающее влияние на оценку степени токсичности того или иного вещества.

Фактор времени имеет разное содержание. В случае необходимости определения величины летальной или пороговой концентрации экспозиция, т. е. время контакта рыбы с ядом, длится до появления интересующего нас признака (смерть или другая патологическая реакция). Здесь регистрируемый эффект развивается в период экспозиции и время контакта рыбы с ядом частично или полностью входит во время развития реакции. Однако нередко регистрируемый эффект развивается не во время экспозиции, а значительно позже. В этом случае между временем экспозиции и временем наступления токсического эффекта имеется значительный промежуток, превышающий иногда время экспозиции по длительности в десятки и сотни раз. Этот случай особенно важен в токсикологии рыб в связи с анализом причин неожиданной массовой гибели рыб в районах, удаленных от мест сброса промышленных стоков.

Фактор времени приобретает особое значение при определении пороговых и предельно допустимых концентраций токсического агента. В зависимости от продолжительности опытов результаты исследования токсичности вещества могут быть положительными или отрицательными.

Абсолютное большинство исследователей ограничивали продолжительность своих наблюдений несколькими часами, в лучшем случае 1-2 сутками (Schelford, 1917; Ellis, 1937; Southgate, 1948; Bucksteeg et al.,

1955 и многие др.). При изучении острого и сверхострого отравления рыб, т. е. отравления высокими концентрациями яда, этого времени обычно вполне достаточно, чтобы иметь экспериментальную модель той или иной интоксикации и решить вопрос о самом факте токсичности данного компонента промышленных сточных вод и возможности его сброса в водоем без предварительной нейтрализации или снижения концентрации. По мнению Вивиье (Vivier, 1957), следует строго различать кратковременные загрязнения, продолжительностью 1-2 ч и более длительные (несколько часов, дней, недель и т. д.). В первом случае, так же как и в лабораторных исследованиях, имеет место кратковременный контактрыб с ядом.

При изучении веществ малой токсичности или выявлении токсического эффекта малых концентраций продолжительность наблюдений приобретает первостепенный интерес. Практические рекомендации по биологическому нормированию предельно Допустимых концентраций токсического вещества в этом случае могут быть даны лишь с учетом данных хронического эксперимента.

Вопытах Н. С. Строганова и А. Т. Пожиткова (1941) установлено, что используя в качестве критерия токсичности меди гибель испытуемых рыб, время контакта с ядом играет ведущую роль в определении величины летальной концентрации. Так, например, увеличение продолжительности наблюдения до двух месяцев выявляло смертельное действие меди на карасей уже при концентрации 1 мг/л. Если бы авторы ограничили длительность опытов восьмью днями, то пороговая летальная концентрация оказалась бы в 6 раз выше (6 мг/л). Аналогичные результаты были получены и в опытах на уклейке с углекислым аммонием. Продолжительность наблюдений,

ограниченная 24 ч, выявила летальную концентрацию, равную 50 мг/л, по азоту [(NН4)2СО3]. Увеличение времени контакта рыб с ядом до 15 дней приводило к гибели рыб при концентрации яда в 2 раза меньшей - 24 мг/л.

Значение фактора времени для проявления токсического эффекта малых концентраций вещества убедительно Показано в опытах с ураном, торием и стронцием (Телитченко, 1958; Телитченко и Левитова, 1959). По данным М. М. Телитченко, длительное действие небольших концентраций этих радионуклидов на дафний (Daphnia magna) приводило к гибели или уменьшению потомства и задержке полового созревания. Увеличение продолжительности опытов с 2040 до 400 дней позволило выявить повреждающее действие урана на уклеек (дегенерация яичников) даже при концентрации 1 мг-ионов/л (эта концентрация в 50-100 раз меньше, чем вызывающая гибель рыб в течение нескольких недель).

Зависимость величины пороговой летальной концентрации яда для рыб от времени контакта с ядом подтверждена при испытании токсичности других классов химических соединений, в частности фенолов (Вернидуб, 1962; Лукьяненко и Флеров, 1963а, б).

Вопытах М. Ф. Вернидуб на личинках лосося убедительно показано (рис. 7), что в зависимости от продолжительности опыта существенно меняется и величина пороговой летальной концентрации: 50 мг/л нелетучих фенолов вызывает гибель за 4 суток, а 3 мг/л - за 18-20 суток.

39

Рис. 7. Отмирание личинок лосося при развитии

вчистой воде и в воде, содержащей нелетучие фенолы:

а- температура воды в реке; б и в - экспериментальные данные:

1- контроль, развитие в чистой воде; 2 - развитие в воде из р. Наровы; 3 - в воде, содержащей нелетучие фенолы в концентрации 3 мг/л;

4 - то же, с концентрацией 6 мг/л; 5 - в разбавленной (1 : 1) воде из р. Плюсса, начало опыта 9/V; 6 - то же, начало опыта 17/V; 7 - в неразбавленной воде из р. Плюсса;

8 - в воде, содержащей нелетучие фенолы в концентрации 12 мг/л; 9 - то же, при концентрации 15 мг/л;

10 - то же, при 50 мг/л (по Вернидуб, 1962).

Мы проводили опыты на сеголетках (140 особей) и взрослых карасях. Методические условия были сходные: температура 13-15°С, кислородное насыщение 5-6,5 мг/л, рН 7,3-7,6, жесткость 9,2-10,6°Нем. Было также выявлено решающее значение фактора времени в проявлении летального эффекта малых концентраций фенола. За 96 ч наблюдений концентрация фенола 25 мг/л приводила к развитию лишь некоторых симптомов фенольной интоксикации без летального исхода. Увеличение продолжительности опытов до 10 суток при этой же концентрации яда вызвало гибель всех испытуемых рыб. Анализ кривых, представленных на рис. 8 и 9 (25 и 50 мг/л фенола), показывает, что по мере увеличения времени контакта рыб с ядом нарастает сила летального эффекта, проявляющаяся в постепенном увеличении процента гибели испытуемых рыб. Естественно, первыми гибнут наименее устойчивые особи. По мере увеличения контакта рыб с ядом нарастает токсический процесс у более выносливых рыб.

Рис. 8. Динамика гибели карасей в растворе фенола 25 мг/л.

40