Використання лососевих риб (Salmonidae) у біомоніторингу якості водного середовища

Размещено на http://www.allbest.ru/

Львівський національний університет ветеринарної медицини та біотехнологій імені С.З. Ґжицького

ВИКОРИСТАННЯ ЛОСОСЕВИХ РИБ (SALMONIDAE) У БІОМОНІТОРИНГУ ЯКОСТІ ВОДНОГО СЕРЕДОВИЩА

Д.О. Янович, І.І. Грициняк



ПОСТАНОВКА ПРОБЛЕМИ ТА АНАЛІЗ ОСТАННІХ ДОСЛІДЖЕНЬ І ПУБЛІКАЦІЙ

Можливості використання представників родини лососевих риб у системі біомоніторингових досліджень зумовлені їх підвищеною токсикочутливістю [1-- 3]. Біоіндикація з використанням цих риб застосовується для оцінки якості водного середовища за станом показників реакції лососевидних, сиговидних і харіусовидних видів. Кожна з цих груп має ряд переваг і недоліків, які визначають можливості та обмеження у виконанні тих чи інших задач. Так, одним з біоіндикаторів погіршення екологічних умов водойми та тест-об'єктом для їх оцінки є представник сиговидних риб -- європейська ряпушка. Від інших представників роду сигів її відрізняє порівняно короткий цикл розвитку. Процеси обміну речовин та накопичення токсикантів в її організмі протікають швидше. У довгоциклічних сигових ці процеси затягуються у часі. Так, Антонова В. П. зі співавторами відзначали різке збільшення чисельності ряпушки з порушеннями у розвитку внутрішніх органів (печінки, серця, гонад), а потім і зниження виживання її потомства після нафтових аварій на річці Печорі, що супроводжувались надходженням до водного середовища тисяч тонн нафти. В стаді ж звичайного сига патологія виявилася дещо пізніше, однак за спільною з ряпушкою схемою [3-6].

Для вивчення дії забруднювачів на риб у якості індикаторного об'єкта обирається також райдужна форель. Для дослідження токсичного впливу в ранньому онтогенезі цей вид, в порівнянні з іншими, має низку переваг. Тривалі ембріональний і личинковий періоди розвитку форелі дозволяють проводити хронічні експерименти тривалістю до 70-75 діб. Порівняно з іншими лососевими рибами, широкі температурні межі дозволяють здійснювати досліди в звичайних морозильних камерах. Ікра і личинки форелі є відносно великими за розміром експериментальними об' єктами, що розширює можливість їхнього використання для оцінки токсичності водного середовища [7].

Взаємодія як окремого організму риб, так і їх популяцій та угруповань з навколишнім середовищем ґрунтується на адаптаційних механізмах. Забруднення водного середовища призводить до порушення їхнього функціонування, що супроводжується загибеллю окремих клітин, пригніченням певних фізіолого- біохімічних процесів, а за подальшого наростання -- загибеллю організму, зникненням із угруповань чутливих видів з переважанням толерантних та зміни продуктивних характеристик водойм. Як складові елементи інтегральної оцінки негативного впливу забруднюючих сполук як на організм риб, так і на гідроекосистему в цілому, постають специфічні біологічні ефекти (табл. 1) та генетичні, молекулярні, біохімічні, фізіологічні, морфологічні біомаркери, що ґрунтуються на них (табл. 2) [5, 6, 8-12].

Біомаркери характеризують взаємодію організму риб з потенційно небезпечними речовинами різного походження, та включають функціональні зміни в організмі, що відбуваються переважно на молекулярному та клітинному рівнях організації, а також біохімічні показники, як, наприклад, біохімічний склад тканин та рідин тіла риб. Реакції організму, що виникають на субклітинному рівні, призводять до змін процесів метаболізму в цілому, і можуть бути ідентифіковані в доволі короткий термін та за досить низьких концентрацій полютантів. Разом з тим, вважається, що молекулярні маркери характеризуються порівняно низькою екологічною інформативністю, на відміну від популяційних або біоценотичних показників, таких як екологічна структура популяцій, видове та таксономічне різноманіття тощо, недоліком яких, втім, є низький рівень чутливості [5, 12-14].



Таблиця 1

Наслідки негативного впливу забруднюючих речовин на іхтіофауну в розрізі різних рівнів біологічної організації [6]

Рівень	Відсутність згубної дії	Вплив токсикантів
Клітина	Нормальне функціонування клітин, стабільність лізосом, генетична цілісність	Тривала детоксикаційна активність, генетичні ушкодження
	Відсутність морфологічних відхилень,	Пошкодження плавців та інші
Особина	низький рівень зараженості	аномалії, утворення пухлин,
	паразитами, нормальні поведінка та	поведінкові відхилення, зниження
	коефіцієнт вгодованості	коефіцієнта вгодованості
	Самопідтримуваність популяцій,	Недостатнє або нульове популяційне
	нормальна демографічна структура,	поповнення личинками, низька
Популяція	представленість усіх вікових груп,	чисельність молоді та дозріваючих
	передбачуваний просторовий	особин, зміни просторового
	розподіл	розподілу
	Нормальна або висока	Низька різноманітність, відсутність
	різноманітність, присутність усіх	деяких груп, зменшення чисельності
Угруповання	трофічних рівнів, комплексна	чутливих видів, послаблення
	біотична взаємодія, очікувані сезонні	біотичної взаємодії, зміни сезонних
	цикли	циклів

Біохімічні механізми, що використовуються як маркери реакцій організму риб на дію зовнішніх чинників, включають синтез специфічних білків (цитохром- Р450-монооксигеназ, металотіонеїнів, білків стресу і множинної стійкості до ліків, ферментів другої фази метаболізму ксенобіотиків, антиоксидантних ферментів), утворення ендогенних метаболітів (флуоресцентних ароматичних сполук, порфіринів, ретиноїдів), а також індикаторів генотоксичної дії [9, 15].

Для прикладу, цитохром-Р450-монооксигенази -- мультигенна група ферментів, з яких цитохром Р4501А часто використовується як маркер у процесі проведення біомоніторингових досліджень. Його експресія зростає через активацію арил-вуглеводневого рецептора цитозолю, що слугує фактором транскрипції, ініціює експресію мРНК цитохрому Р4501А, індукуючи синтез етоксирезоруфін-О-диетилази. З огляду на вибірковість зв'язування арил- вуглеводневих рецепторів з ароматичними вуглеводнями, експресія цитохрому Р4501А може бути використана у якості біомаркера як інтоксикації, так і адаптації організму лососевих риб до забруднення водойм широким спектром вказаних органічних сполук -- від поліхлорованих біфенілів і діоксинів до численних поліциклічних ароматичних вуглеводнів.

В основі визначення активності цитохрому Р4501А лежить реакція деетилювання 7-етоксирезоруфіну, з використанням як кофактора НАДФ відновленого, до флуоресцентного продукту -- резоруфіну. Останній легко визначається в гомогенатах печінки у дослідженнях, для яких обґрунтованим є відбір самців або незрілих особин однакового розміру та аналогічної стадії онтогенезу [5, 9, 12, 16-24].

Важливим індикатором впливу на лососевих риб іонів деяких металів є металотіонеїни -- внутрішньоклітинні низькомолекулярні термостабільні білки з високим вмістом тіолових груп, що беруть участь у кон'югації ксенобіотиків (табл. 2). Вони задіяні у низці процесів, пов'язаних з метаболізмом певних елементів, зокрема міді, цинку, кадмію, селену, миш'яку та ртуті -- від регулювання їхнього поглинання (для есенціальних металів) і депонування до детоксикації. Крім того, зростання вмісту металотіонеїнів за певних умов є можливим у відповідь на розвиток оксидативного стресу. З метою проведення біомоніторингових досліджень не слід обирати статевозрілих самиць, оскільки у лососевих риб спостерігається пригнічення рівня металотіонеїнів за впливу естрадіолу, свідченням чого стали досліди з райдужною фореллю. Крім того, в експерименті слід уникати стресових ситуацій, наприклад, хендлінгу, різкої зміни температури тощо [5, 12, 15, 31-41].



Таблиця 2

Біомаркери риб [5, 12, 25-30]

Біомаркер	Індикатор забрудненням конкретним токсикантом	Специфічність біологічних процесів	Вплив нетоксичних чинників
Акумуляція	Так	Низька специфічність	Чинники середовища
Біотрансформація	Кілька груп ліпофільних ксенобіотиків	Детоксикація	Температура води, стать, вид риб
Оксидативний стрес	Ні	Детоксикація	Відсутній
Металотіонеїни	Кадмій, ртуть, цинк, мідь	Детоксикація	Стрес
Білки теплового шоку	Ні	Захист білків	Стрес, температура води, захворювання
Амінолевулінат-	Неорганічний	Зниження гемосинтезу	Умови середовища,
дегідратаза (АЛД)	свинець	за надзвичайно високого вмісту свинцю	вид, розмір риб
Ацетилхолін- естераза	Більшість інсектицидів	Нервова система	Вид риб, середовище
Гістологія	Ні	Специфічні ушкодження тканин, компенсаційні процеси	Захворювання, вік риб
Гематологія	Зазвичай -- ні, за виключенням метгемоглобіну -- для окислювачів та АЛД -- для свинцю	Стресові реакції, анемія, пошкодження тканин	Стрес, захворювання риб
Ендокринні розлади	Гормони та гормоноподібні токсиканти	Відтворення	Відсутній
Скелетні деформації	Тератогенні сполуки, нейротоксини	Зниження виживання	Генетичний вплив, механічні ушкодження, вітамін С

Білки теплового шоку (хітшокові протеїни -- HSP30, HSP60, HSP70, HSP90 та інші) -- неспецифічна група висококонсервативних внутрішньоклітинних гострофазових білків, що виконують важливу захисну та гомеостатичну роль, забезпечуючи, в тому числі, адаптацію клітини до цитотоксичних чинників. Індукторами їх експресії, яка є індикатором негативного впливу та основою використання цих білків як біомаркерів, можуть виступати дія металів, зокрема кадмію, міді, цинку, миш'яку, свинцю; поліциклічних ароматичних вуглеводнів; детергентів; гіпертермія; оксидативний стрес тощо. Утворення хітшокових протеїнів в організмі риб характеризується тканинно-видовою специфічністю. В той час як білки родини HSP70 локалізуються у цитоплазмі, мітохондріях, ендоплазматичному ретикулумі та ядрі, HSP90 -- в цитозолі, ядрі, HSP60 (шаперонін) є мітохондріальним білком.

Білки родини HSP70 є найбільш вивченими, в тому числі у лососевих риб. Експресія їх спостерігалась у випадках впливу на них сезонних чинників, температури, а також деяких органічних та неорганічних забруднювачів. Зокрема, показовим є приклад зміни метаболічного статусу печінки райдужної форелі за дії Р-нафтофлавону, зі зниженням активності фосфоенолпіруваткарбоксикінази, лактатдегідрогенази та 3-гідроксиацил-коА-дегідрогенази, яка корелює з експресією HSP70 печінки риб [44, 45].

Протеїн HSP30, відомий як гемоксигеназа, виконує роль ферменту, що бере участь у катаболізмі простетичних груп до білівердину та білірубіну за участю білівердинредуктази. Індукцію його активності за впливу хімічних токсикантів спостерігали на прикладі кількох видів лососевих риб, зокрема атлантичного лосося. Оскільки індукція HSP30 є обернено пропорційною до зростання активності цитохрому Р4501А, перший може використовуватися як підтверджуючий маркер пригнічення цитохромів [12, 48].

HSP90 слугує біомаркером у випадку забруднення водойм детергентами та поліциклічними ароматичними вуглеводнями, а також арсенітами [5, 12, 42-49].

Ще однією категорією білкових біомаркерів є білки множинної лікарської, або мультиксенобіотичної, стійкості -- Р-глікопротеїни. Це мембранні протеїни, які забезпечують транспорт ліпідів, пептидів, білірубіну та інших речовин через клітинну мембрану, та задіяні у формуванні стійкості пухлинних клітин до хіміотерапевтичних препаратів. Зростання їхнього рівня спостерігається за впливу багатьох як органічних полютантів, зокрема поліциклічних ароматичних вуглеводнів -- креозоту, бенз(а)пірену тощо, пестицидів, так і неорганічних сполук. Згідно з дослідженнями, значна їх експресія відмічається у тканинах з індукованою неоплазією, що вказує на перспективність Р-глікопротеїнів як біохімічних маркерів онкогенних процесів або потенційної сприйнятливості до них організму риб [12, 50-55].

Біотрансформація токсикантів в організмі риб проходить протягом двох фаз. Перша включає модифікацію молекули ксенобіотика з залученням ферментних систем, що результує в утворення чи вивільнення функціональних груп, зокрема (ОН), (NH₂), (SH), друга являє собою кон'югацію полютантів або їх метаболітів з великими ендогенними полярними молекулами. Експресія деяких ферментів, задіяних у другій фазі біотрансформації, наприклад глутатіон^-трансферази (за хронічної дії) або уридиндифосфат-глюкуронозилтрансферази, вказує на забрудненість водного середовища полютантами, серед яких можуть бути поліхлоровані біфеніли, поліциклічні ароматичні вуглеводні, хлорорганічні пестициди. З огляду на це, вказані ферменти можна використовувати як біомаркери впливу на організм риб вказаних забруднюючих речовин [5, 9, 12, 56].

Основою токсичної дії багатьох органічних сполук та важких металів є посилення продукування активних форм кисню, здатних пошкоджувати структуру мембранних білків, нуклеїнових кислот та ліпідів. З цієї причини, біомаркери оксидативного стресу можна використовувати як індикатори токсичної дії полютантів. Клітинні тіоли, зокрема глутатіон, відіграють вкрай важливу роль у підтриманні окисно-відновного потенціалу клітини впродовж розвитку оксидативного стресу. В свою чергу, ферменти, що забезпечують підтримання глутатіону у відновленому стані, можуть використовуватися як індикатори оксидативного стресу за дії на організм риб токсичних речовин. Крім того, біомаркером вказаних процесів може виступати ДТ-діафораза, експресія якої пов'язана з дією планарних ароматичних вуглеводнів, таких як поліциклічні ароматичні вуглеводні та поліхлоровані біфеніли [5, 12, 56-58].

Значна кількість біологічних маркерів включає в себе ендогенні метаболіти токсичних речовин. Перш за все, це стосується флуоресцентних ароматичних сполук. У процесі біотрансформації численних поліциклічних ароматичних вуглеводнів утворюються активні проміжні сполуки, які здатні зв'язуватися з макромолекулами клітин, порушуючи їх нормальне функціонування. Оскільки токсичність вказаних полютантів безпосередньо залежить від їх трансформації в організмі, закономірною є оцінка і використання метаболітів ПАВ як специфічних біомаркерів забруднення водного середовища даними сполуками та впливу їх на організм лососевих риб. Слід зазначити, що необхідною умовою застосування вказаних маркерів є однаковий розмір досліджуваних особин [12, 59, 60].

Досить ефективними маркерами забруднення водойм та інтоксикації риб хлорованими вуглеводнями є порфірини -- продукти катаболізму гему. Так, у випадку впливу стоків крафт-целюлозного заводу на озерного сига Xu H. зі співавторами було запропоновано використання профілів карбоксильованого порфірину як біологічного індикатора [12, 61, 62].

Перспективним є використання з біоіндикаційною метою ретиноїдів -- ендогенних похідних вітаміну А, утворення яких пов'язане з впливом на риб планарних ароматичних вуглеводнів. Показовим у даному випадку є експеримент з американською палією, підданою впливу ін'єкції тетрахлорбіфенілу, що результувало у зниження вмісту ретиноїдів у деяких її тканинах [63-65].

Генетичні біомаркери

Важливою групою індикаторів токсичного впливу ксенобіотиків є генетичні біомаркери, оскільки зміни у генетичному матеріалі риб, у кінцевому результаті, мають наслідки для всіх рівнів організації живої речовини -- від молекулярного до популяційного та біоценотичного. В окремих випадках, пошкодження молекули ДНК, що не спричиняють прямого негативного впливу на організм, можуть служити джерелом генетичного обтяження популяції. На даний час набули поширення декілька методів, що застосовуються для оцінки генетичних ефектів як на молекулярному та клітинному рівнях, так і для визначення генетичної структури популяції. До першої групи відносяться: ідентифікація ДНК-аддуктів, аналіз одиничних клітин (ДНК-комет), мікроядерний аналіз, метод лужного розкручування ДНК, проточна цитометрія, специфічна оцінка точкових мутацій, до другої -- метод випадково ампліфікованої поліморфної ДНК (RAPD), аналіз алозимів та мітохондріальної ДНК, метод поліморфізму довжини ампліфікованих фрагментів (AFLP), мікросателітів, а також ДНК-фінгерпринтинг [12, 66-73].

Фізіологічні біомаркери

Іншою групою біомаркерів, що відрізняються широким упровадженням у практику біологічного моніторингу та застосовуються у комплексі з біохімічними, є фізіологічні маркери, які включають гематологічні та клініко- хімічні параметри, показники фізичного стану риб (коефіцієнт вгодованості, темп росту, органосоматичні індекси), респіраторні та серцево-судинні показники, поведінкові особливості.

Кров -- одна з найбільш доступних для аналізу рідин організму лососевих риб, що дозволяє визначати в ній кількість кров'яних клітин, гемоглобіну, концентрацію іонів плазми, активність ферментів і гормонів, вміст токсикантів тощо. Гематологічні параметри, що мають індикаторне значення при забрудненні середовища існування лососевих риб металами, компонентами стічних вод целюлозної промисловості, поліхлорованими біфенілами та численними іншими полютантами, включають такі показники: гематокрит, кількість еритроцитів в одиниці об'єму крові, вміст гемоглобіну, концентрація натрію та калію у плазмі, вміст кров'яних ензимів, білка, ендометаболітів (холінестераза, аланінамінотрансфераза, дегідратаза амінолевулінової кислоти, альбумін, сечовина, глюкоза; естрогени, андрогени, прогестини, тиреоїдні гормони, кортизон, інсуліноподібний чинник росту). Передумовами отримання вірогідних результатів під час проведення гематологічних досліджень у іхтіотоксикології вважається використання уніфікованих методик та врахування можливості зміни показників крові за дії низки чинників, зокрема антикоагулянтів, хендлінгу, анестезії тощо. З огляду на це, найбільш доцільним видається відбір проб крові риб протягом 5 хв. після їх вилову [12, 74-79].

Морфологічні біомаркери

Наступною групою біомаркерів є показники фізичного стану організму, що здавна використовувалися з метою оцінки здоров'я риб. Найбільш поширеними з них є співвідношення розміру тіла (або окремого органа) і маси особини. Зокрема, при визначенні патологічних змін у функціях окремо взятих органів доцільно використовувати морфометричні показники -- коефіцієнт вгодованості, виражений як відношення маси риби до її довжини, а також органосоматичні індекси -- відношення маси певного органа до маси тіла. Перевагою вказаних біомаркерів є легкість проведення досліджень, однак вони перебувають у тісній залежності від сезонних і температурних чинників, фізіологічного стану риб, що ускладнює процес ідентифікації визначального чинника, яким не обов'язково є вплив полютанта. Разом з тим, останній може спровокувати швидкі та масштабні зміни у роботі органів, наприклад, гонад лососевих риб, що значною мірою відрізнятимуться від таких, викликаних сезонними чи подібними чинниками [12, 37, 80-82]. Приклади реакції організму представників родини лососевих за дії забруднюючих речовин з позицій впливу на коефіцієнт вгодованості та органосоматичні індекси наведені у таблиці 3.



Таблиця 3

Зміни фізичного стану лососевих риб в умовах впливу токсичних речовин [12, 82, 88-91]

Вид риб	Токсикант	Тип відповіді
Коефіцієнт вгодованості
Озерний сиг	Хронічний дієтарний вплив нікелю (до 1000 мг/г корму) впродовж 104 діб Стоки мідних шахт	Відсутність впливу на ріст чи коефіцієнт вгодованості Відсутність впливу на коефіцієнт
Райдужна		вгодованості
форель	Згодовування кальцію у складі корму	Зниження коефіцієнта
	(60 мг/г) протягом 30 діб	вгодованості
Гепатосоматичний індекс
Райдужна	Вплив фенолу у концентрації 0,6; 1,2 та	Зниження гепатосоматичного
форель	2,4 мг/дм3 протягом 8 тижнів	індексу
Атлантичний лосось	Дієтарний вплив хлориду ртуті (до 100 мг/кг корму) або метилртуті (до 10 мг/кг корму) протягом 4 місяців	Відсутність впливу на масу, довжину або гепатосоматичний індекс
Гонадосоматичний індекс
Райдужна	Згодовування кальцію у складі корму	Зниження гонадосоматичного
форель	(60 мг/г) протягом 30 діб	індексу

Використання гепатосоматичного індексу як біомаркера доцільне за умови впливу на риб гепатотоксичних сполук, прикладом яких є кадмій, в той час як гонадосоматичний індекс виявляє дію ксеноестрогенних полютантів. Інші ж показники (спленосоматичний та соматовісцеральний індекси, відносна маса шлунка) використовують для досліджень впливу солоності, температури і сезонних змін, та переважно не застосовують у іхтіотоксикологічній практиці [12, 83, 84].

Окрім наведених параметрів, традиційним біомаркером вважається ріст риб, який вираховується як на організмовому -- шляхом визначення змін маси тіла протягом тривалого часу, так і на біохімічному рівнях -- з урахуванням змін вмісту протеїну в клітині або розрахунком співвідношення РНК/ДНК. Причини зниження темпу росту за впливу полютантів полягають у зменшенні споживання енергії або зростанні її витрат рибами для уникнення небезпечних сполук, детоксикації ксенобіотиків та відновлення тканин [12, 85-87].

Слід згадати також дихальні та серцево-судинні показники лососевих риб, зміна яких може вказувати на забруднення водойм. Наведені біомаркери включають частоту та об'єм вентиляції, споживання кисню, вміст газів у крові, парціальний тиск кисню в артеріальній крові, парціальний тиск вуглекислого газу. Загалом, будь-який полютант, що впливає на два останні параметри, змінює рН крові, судинний опір, кровопостачання або індукує проліферацію клітин зябер, здатний спричиняти порушення дихальної функції [92, 93].

Гістопатологічні біомаркери

Окремою категорією індикаторних показників є патологічні маркери. За сублетальних впливів токсичних речовин на риб відбуваються зміни у гістологічній структурі тканин та органів, і провокуються патології, здатні значною мірою порушити їхнє функціонування. Впровадження в практику біоіндикації гістологічних досліджень із залученням імуногістохімічних методів дозволяє досліджувати органи та клітини-мішені токсичної дії забруднюючих сполук як за гострого, так і за хронічного впливу. З огляду на висококонсервативну природу органел клітин і загальної клітинної організації риб, та тісний зв'язок молекулярних, генетичних, цитологічних і гістологічних показників, гістопатологічні маркери виявляються дієвими інструментами детермінації негативної дії полютантів, що знайшли широке застосування у іхтіотоксикологічній практиці. Вони постають як прямі, чутливі та надійні індикатори впливу зовнішніх стресорів. Найчастіше вивчаються специфічні зміни структури тканин зябер як мультифункціонального органу, через який відбувається поглинання полютантів, печінки, де проходить їхня біотрансформація та детоксикація, нирок як одного з органів виведення полютантів, гонад -- за умови дії сполук з характерними ксеноестрогенними властивостями, залоз внутрішньої секреції -- у випадку забруднення водойм ендокринними дизрапторами тощо. Разом з тим, до недоліків використання гістопатологічних біомаркерів відносяться інвазивність, трудомісткість та висока вартість досліджень [12, 94-97].

Поведінкові реакції риб як біомаркери

Поведінкові реакції риб також дають інформацію про функціональні зміни в організмі. За впливу токсичних сполук, найбільш вираженими реакціями лососевих риб є уникнення забруднювачів, зміни рухливості, поведінки, пошуку їжі та живлення, а також репродуктивної, соціальної та плавальної активності. Поведінкові біомаркери відзначаються низкою переваг перед біохімічними, фізіологічними та морфологічними внаслідок їхньої часто порівняно вищої індикаторної чутливості до дії полютантів, можливості швидкого виявлення гострого впливу цих речовин, інтегративності ефектів, в основі яких лежать біохімічні та фізіологічні зміни, та відображення комплексів токсичних реакцій і компенсаторних відповідей [12, 98-105].

Популяційні біомаркери

Біоіндикація стану водного середовища в умовах антропогенного забруднення може ґрунтуватися і на оцінці параметрів структури популяцій лососевих риб та різноманіття особин з відмінними властивостями в одній популяції. Із вказаною метою проводиться аналіз кількох показників, серед яких співвідношення статей, абсолютна плодючість, розмірна різноманітність особин, чисельність особин з морфологічними відхиленнями. Співвідношення статей береться до уваги у випадках яскравого виявлення статевого диморфізму лососевих риб, та показує відхилення від норми, які знаходять відображення у зниженні урожайності поколінь, у той час як абсолютна плодючість є індикатором сприятливості умов для нересту риб. Важливим біомаркером є розмірне різноманіття особин в межах окремих вікових груп, оскільки якість середовища здатна значною мірою визначати їхній фізичний стан, зокрема темп росту, коефіцієнт вгодованості особин тощо, про що йшлося вище. Показники відносної частки особин з наявністю морфологічних асиметрій у різних вікових групах та різноманітності вікових груп у особин з морфологічними асиметріями в популяції спроможні вказати на актуальний екологічний стан водойми і тимчасову зміну якості водного середовища, а також визначати присутність несприятливих чинників у минулому на основі показників відповідних вікових груп лососевих риб [5, 11, 106, 107].

Оцінити якість вод природних водних об'єктів з позиції пристосованості виду до певного рівня забрудненості і гідрохімічної відповідності можна за допомогою індексів сапробності [108]. Види лососевих риб, що використовуються для біоіндикації, із зазначенням ступеня сапробності води, яку витримують дані об'єкти, індикаторного значення та їх сапробної валентності, що показує, якою мірою вид характерний для водойми того чи іншого ступеня сапробності, і яка виражається однією або декількома цифрами, рівними для кожного виду 10, представлені в таблиці 4.

Таблиця 4

Біологічні показники якості води за видами-індикаторами з родини лососевих риб [109]

Види	СС	КС	ОС	а-М	в-М	ПС	ІЗ
Звичайний сиг	ОС	-	8	2	-	-	4
Дунайський лосось	ОС-МС	-	2	4	4	-	2
Райдужна форель	ОС-МС	-	5	5	-	-	3
Струмкова форель	КС-ОС	6	4	-	-	-	3
Європейський харіус	ОС	1	7	2	-	-	3

Примітка. СС -- ступінь сапробності; КС -- ксеносапроби; ОС -- олігосапроби; а-М -- а-мезосапроби; Р-М -- Р-мезосапроби, ПС -- полісапроби; ІЗ -- індикаторне значення.

Вказаний метод має характер спостереження та передбачає існування певного виду лососевих риб за оптимальних для нього параметрів водного середовища і зникнення з водойм за погіршення екологічних умов. Як показують дані таблиці 4, наведені види лососевих риб, яким властива низька токсикорезистентність та підвищена сприйнятливість до негативного впливу, є переважно ксено- та олігосапробами.



ВИСНОВКИ ТА ПЕРСПЕКТИВИ ПОДАЛЬШОГО РОЗВИТКУ

Загострення проблеми забруднення водного середовища полютантами різноманітної природи, походження та характеру впливу на живі організми вимагає вдосконалення системи екологічного моніторингу гідроекосистем. Можливими шляхами цього є включення до системи моніторингових досліджень чутливих видів риб, до яких відносяться лососеві. Такий підхід, з одного боку, дозволяє встановити факт забруднення водойм, а з іншого -- вивчити особливості впливу ксенобіотиків на живі організми на різних рівнях організації живої речовини -- від субклітинного до популяційного. В свою чергу, одержані під час проведення біомоніторингових досліджень дані можуть бути використані для нормування антропогенного навантаження на водні екосистеми.



ЛІТЕРАТУРА

1. Алабастер Дж. Критерии качества воды для пресноводных рыб / Дж. Алабастер, Р. Ллойд ; [пер. с англ. М. П. Ерофеева, С. В. Кожин, В. В. Кузнецов, О. П. Цвылев]. М.: Легкая и пищевая промышленность, 1984. 344 с.

2. Васенко А. Г. О роли биотестирования и биоиндикации в системе токсикологического контроля / А. Г. Васенко // Первая Всесоюзная конференция по рыбохозяйственной токсикологии (Юрмала, декабрь 1988 г.): тезисы докл. Ч. 1. Рига, 1988. С. 55--56.

3. Моисеенко Т. И. Водная экотоксикология. Теоретические и прикладные аспекты / Моисеенко Т. И. ; Институт водных проблем РАН. М.: Наука, 2009. 400 с.

4. Причины неблагополучного состояния запасов лососевидных рыб Печорского бассейна в современных условиях / В. П. Антонова, Л. Безумова, А. Г. Завиша [и др.] // Сборник научных трудов ГосНИОРХ. 2000. Вып. 326. С. 31--40.

5. Chovanec A. Fish as bioindicators / A. Chovanec, R. Hofer, F. Schiemer // Bioindicators & biomonitors. Principles, concepts and applications / ^ds. A. Markert, A. M. Breure, H. G. Zechmeister]. Oxford: Elsevier, 2003. Р. 639--676.

6. Scardi M. Monitoring methods based on fish / M. Scardi, L. Tancioni, S. Cataudella // Biological monitoring of rivers / ^ds. G. Ziglio, M. Siligardi, G. Flaim]. Chichester: John Wiley & Sons, 2006. Р. 135--153.

7. Курзыкина Л. Г. Влияние полиамидной смолы «Кюмене» на рыб и водных беспозвоночных / Л. Г. Курзыкина, Н. В. Артемьева // Проблемы водной токсикологии: межвузовский сборник. Петрозаводск, 1985. С. 54--57.

8. USEPA biomonitoring and bioindicator concepts needed to evaluate the biological integrity of aquatic systems / J. M. Lazorchak, B. H. Hill, B.S. Brown [et al.] // Bioindicators & biomonitors. Principles, concepts and applications / ^ds. B. A. Markert, M. Breure, H. G. Zechmeister]. Oxford: Elsevier, 2003. Р. 831--874.

9. Van der Oost R. Fish bioaccumulation and biomarkers in environmental risk assessment: a review / R. Van der Oost, J. Beyer, N. P. E. Vermeulen // Environ. Toxicol. Pharmacol. 2003. Vol. 13. P. 57--149.

10. Дудкин С. И. Биохимические методы биоиндикации токсического воздействия на гидробионты / С. И. Дудкин // Методы рыбохозяйственных и природоохранных исследований в Азово-Черноморском бассейне. Краснодар, 2005. С. 292--315.

11. Биоиндикация качества воды и состояния гидроэкосистем с использованием характеристик особей, популяций и сообществ рыб / В. А. Демченко, А. Г. Антоновский, Н. А. Демченко [и др.] // Сучасні проблеми теоретичної та практичної іхтіології: І Міжнар. іхтіол. наук.-практ. конф.: тези. Канів, 2008. С. 52--56.

12. Biomarkers / D. Schlenk, R. Handy, S. Steinert [et al.] // The toxicology of fishes / [eds. R. T. Di Giulio, D. E. Hinton]. Boca Raton ; London ; New York: CRC Press, 2008. P. 683--731.

13. Munkittrick K. R. An integrated approach to aquatic ecosystem health: top-down, bottom-up or middle-out? / K. R. Munkittrick, L. S. McCarty // J. Aquat. Ecosyst. Health. 1995. Vol. 4. P. 77--90.

14. Руднева И. И. Применение биомаркеров рыб для экотоксикологической диагностики водной среды / И. И. Руднева // Рибне господарство України. 2006. № 1(42). С. 20--24.

15. Molecular responses to environmental contamination: enzyme and protein systems as indicators of chemical exposure and effect / J. J. Stegeman, M. Brouwer, R. T. DiGuilio [et al.] // Biomarkers: biochemical, physiological, and histological markers of anthropogenic stress. Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 1992. P. 235--335.

16. Stegeman J. J. Biochemistry and molecular biology of monooxygenases: current perspectives on forms, functions, and regulation of cytochrome P450 in aquatic species / J. J. Stegeman // Aquatic Toxicology: Molecular, Biochemical, and Cellular Perspectives. Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 1994. P. 87--206.

17. Stegeman J. J. Cytochrome P450 monooxygenase systems in aquatic species: carcinogen metabolism and biomarkers for carcinogen and pollutant exposure / J. J. Stegeman, J. J. Lech // Environ. Health Perspect. 1991. Vol. 90. P. 101--109.

18. Stegeman J. J. The cytochromes P450 in fish / J. J. Stegeman // Molecular Biology Frontiers. Amsterdam: Elsevier, 1993.

19. Bucheli T. D. Induction of cytochrome P450 as a biomarker for environmental contamination in aquatic ecosystems / T. D. Bucheli, K. Fent // CRC Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 1995. Vol. 25. P. 201--268.

20. Cook P. M. The TCDD toxicity equivalence approach for characterizing risks for early life-stage mortality in trout / P. M. Cook, E. W. Zabel, R. E. Peterson // Chemically induced alterations in functional development and reproduction of fishes. Pensacola, FL: SETAC Press, 1997. P. 9--27.

21. Buhler D. R. Rainbow trout cytochrome P450s: purification, molecular aspects, metabolic activity, induction, and role in environmental monitoring / D. R. Buhler, J. L. Wang-Buhler // Comp. Biochem. Physiol. 1998. Vol. 121C. P. 107--137.

22. Sarasquete C. Cytochrome P4501A (CYP1A) in teleostean fishes. A review of immunohistochemical studies / C. Sarasquete, H. Segner // The Science of the Total Environment. 2000. Vol. 247, № 2--3. P. 313--332.

23. Hahn M. E. Xenobiotic receptors in fish: structural and functional diversity and evolutionary insights / M. E. Hahn, R. R. Merson, S. I. Karchner // Biochemistry and molecular biology of fishes. Vol. 6. Environmental Toxicology. Amsterdam: Elsevier, 2005. P. 191--232.

24. Юрченко В. В. Активность этоксирезоруфин-О-диэтилазы (ЭРОД) рыб как биомаркер загрязнения водной среды стойкими органическими загрязняющими веществами / В. В. Юрченко, Г. М. Чуйко // Современные проблемы физиологии и биохимии водных организмов. Т. 1: Экологическая физиология и биохимия водных организмов: сборник науч. статей. Петрозаводск: КарНЦ РАН, 2010. C. 316--319.

25. Johansson-Sjobeck M. L. Effects of inorganic 5-amino levulinic acid dehydratase activity and haematological variables in rainbow trout (Salmo gairdneri) / M. L. Johansson-Sjobeck, A. Larsson // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 1979. Vol. 8. P. 419--431.

26. Cortisol induction of metallothionein in primary cultures of rainbow trout hepatocytes / J. S. Hyllner, C. Haux, T. Andersson [et al.] // J. Cell Physiol. 1989. Vol. 139. P. 24--28.

27. The role of metallothionein in cadmium accumulation of Arctic charr (Salvelinus alpinus) from high mountain lakes / R. Dallinger, M. Egg, G. Kock [et al.] // Aquat. Toxicol. 1997. Vol. 38. P. 47--66.

28. Stress protein expression in fish / G. K. Iwama, M. M. Thomas, M. M. Vijayan [et al.] // Rev. Fish Biol. Fish. 1998. Vol. 8. P. 35--56.

29. Heat shock proteins and physiological stress in fish / G. K. Iwama, M. M. Vijayan, R. B. Forsyth [et al.] // Am. Zoologist. 1999. Vol. 39. P. 901--909.

30. Janssens de Bisthoven L. Biomonitoring with morphological deformaties in aquatic organisms / L. Janssens de Bisthoven // Biomonitoring of Polluted Water. Environmental Research Forum. 1999. Vol. 9. P. 65--94.

31. Петухов С. А. Роль металлотионеина в концентрировании тяжелых металлов рыбами / С. А. Петухов, А. И. Глубоков, И. Н. Горкин // Экологические аспекты химического и радиоактивного загрязнения водной среды: сборник науч. трудов ВНИРО. М.: Легкая и пищевая промышленность, 1983. С. 36--40.

32. Roesijadi G. Metallothionein in metal regulation and toxicology / G. Roesijadi // Aquat. Toxicol. 1992. Vol. 22. P. 81--114.

33. Sato M. Oxygen free radicals and metallothionein / M. Sato, I. Bremner // Free Radic. Biol. Med. 1993. Vol. 14. P. 325--337.

34. Olsson P. E. Metallothionein gene expression and regulation in fish / P. E. Olsson // Biochemistry and Molecular Biology of Fishes. Amsterdam: Elsevier, 1993. P. 259--278.

35. Olsson P. E. Metallothioneins in fish: induction and use in environmental monitoring / P. E. Olsson // Toxicology of Aquatic Pollution: Physiological, Molecular and Cellular Approaches. Cambridge, U.K.: Cambridge University Press, 1996. P. 187--203.

36. Interaction of cadmium and oestradiol 17 beta on metallothionein and vitellogenin synthesis in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) / P. E. Olsson, P. Kling, Petterson [et al.] // Biochem. J. 1995. Vol. 307. P. 197--203.

37. The physiological impairment of free-ranging brown trout exposed to metals in the Clarke Fork River, Montana / A. M. Farag, M. A. Stansbury, C. Hogstrund [et al.] // Can. J. Fish. Aquat. Sci. 1995. Vol. 52. P. 2038--2050.

38. Столяр О. Б. Роль металотіонеїнів в детоксикації йонів міді і цинку, марганцю та свинцю в організмі прісноводних риб і молюсків: автореф. дис. на здобуття наук. ступеня докт. біол. наук / О. Б. Столяр. Львів, 2004. 32 с.

39. Порівняльний аналіз функції металотіонеїнів прісноводних тварин за дії на організм важких металів / О. Б. Столяр, Г. І. Фальфушинська, Р. Л. Михайлів [та ін.] // Наукові записки Тернопільського нац. пед. ун-ту імені Володимира Гнатюка. 2005. №3(26): Спеціальний випуск: Гідроекологія. С. 423--425. (Серія: Біологія).

40. Kling P. Metallothionein: structure and regulation / P. Kling, P. E. Olsson // Biochemistry and Molecular Biology of Fishes. Vol. 6. Environmental Toxicology. Amsterdam: Elsevier, 2005. P. 289--302.

41. Функції металотіонеїнів та системи антиоксидантного захисту за дії Co- та Zn-вмісних нанокомпозитів на карася сріблястого (Carassius auratus gibelio) / Г. І. Фальфушинська, Л. Л. Гнатишина, О. О. Турта [та ін.] // Український біохімічний журнал. 2013. Т. 85, № 3. С. 52--61.

42. Kothary R. K. Induction of a novel set of polypeptides by heat shock or sodium arsenite in cultured cells of rainbow trout / R. K. Kothary, E. P. M. Candido // Can. J. Biochem. 1982. Vol. 60. P. 347--357.

43. Sanders B. M. Stress proteins in aquatic organisms: an environmental perspective / M. Sanders // CRC Crit. Rev. Toxicol. 1993. Vol. 23. P. 49--75.

44. Accumulation of HSP70 in juvenile and adult rainbow trout gill exposed to metal- contaminated water and/or diet / J. H. Williams, A. M. Farag, M. A. Stasbury [et al.] // Environ. Toxicol. Chem. 1996. Vol. 15. P. 1324--1328.

45. Handling stress does not affect the expression of hepatic heat shock protein 70 and conjugation enzymes in rainbow trout treated with beta-naphthoflavone / M. M. Vijayan, C. Pereira, R. B. Forsyth [et al.] // Life Sci. 1997. Vol. 61. P. 117--127.

46. Heat shock protein expression in fish / G. K. Iwama, P. T. Thomas, R. B. Forsyth [et al.] // Rev. Fish Biol. Fish. 1998. Vol. 8. P. 35--56.

47. Induction of heme oxygenase in fish by heavy metals, phenylhydrazine and high lipid diets / M. Lunde, B. E. Gosvik, K. Hamre [et al.] // 9th Intern. Symp. on Pollutant Responses in Marine Organisms (PRIMO 9) (Bergen, Norway, April 2730): proc. Bergen, 1998.

48. Genetic damage and the molecular/cellular response to pollution / M.P. Cajaraville, Hauser, G. Carvalho [et al.] // Effects of pollution on fish. Molecular effects and population responses / [eds. A. Lawrence, K. Hemingway]. Oxford: Blackwell Science, 2003. P. 14--82.

49. Онисковец М. Я. Влияние ионов свинца на уровень экспрессии белков теплового шока HSP70 и ЖС70 в головном мозге Cyprinus carpio L. /

a. M. Я. Онисковец, В. В. Снитинский // Труды БГУ. 2013. Т. 8, ч. 1. С. 167--169.

50. Kurelec B. A new type of hazardous chemical: the chemosensitizers of multixenobiotic resistance / B. Kurelec // Environ. Health Perspect. 1997. Vol. 105. P. 855--860.

51. Kurelec B. The multixenobiotic resistance mechanism in aquatic organisms / B. Kurelec // CRC Crit. Rev. Toxicol. 1992. Vol. 22. P. 23--43.

52. Expression and functional activity of P-glycoprotein in cultured hepatocytes from Oncorhynchus mykiss / A. Sturm, C. Ziemann, K. I. Hirsch-Ernst [et al.] // Am. J. Physiol. Regul. Integr. Comp. Physiol. 2001. Vol. 281. P. R1119--1126.

53. Sturm A. P-glycoproteins and xenobiotic efflux transport in fish / A. Sturm, H. Segner // Biochemistry and Molecular Biology of Fishes / [eds. T. P. Mommsen, T. W. Moon]. 2005. Vol. 6. P. 495--533.

54. Gene expression analysis of the ABC efflux transporters in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) / J. Loncar, M. Popovic, R. Zaja [et al.] // Comp. Biochem. Physiol. 2010. Vol. C, 151. P. 209--215.

55. P-gp expression in brown trout erythrocytes: evidence of a detoxification mechanism in fish erythrocytes / E. Valton, C. Amblard, I. Wawrzyniak [et al.] // Scientific Reports. 2013. № 3.

56. Effects on UDP glucuronosyl transferase, glutathione transferase, DT-diaphorase and glutathione reductase activities in rainbow trout liver after long-term exposure to PCB / L. Forlin, S. Blom, M. Celander [et al.] // Mar. Environ. Res. 1996. Vol. 42. P. 213--216.

57. Forlin L. Comparative studies of hepatic xenobiotic metabolizing and antioxidant enzymes in different fish species / L. Forlin, P. Lemaire, D. R. Livingstone // Mar. Environ. Res. 1995. Vol. 39. P. 201--204.

58. Борвинская Е. В. Глутатион^-трансферазы рыб -- потенциальные экологобиохимические индикаторы антропогенного воздействия на водную среду (обзор) / Е. В. Борвинская, Л. П. Смирнов, Н. Н. Немова // Труды Карельского научного центра РАН. 2009. № 3. С. 8--19.

59. Incorporation of biomarkers into ecological risk assessments of contaminated nearshore marine habitats / T. K. Collier, L. L. Johnson, M. S. Myers [et al.] // Mar. Environ. Res. 1996. Vol. 42. P. 274--275.

60. Ruddock P. J. Bile metabolites of polycyclic aromatic hydrocarbons in three species of fish from the severn estuary / P. J. Ruddock, D. J. Bird, D. V. McCalley // Ecotoxicol. Environ. Saf. 2002. Vol. 51. P. 97--105.

61. Metabolic products as biomarkers / M. J. Melancon, R. Alscher, W. H. Benson [et al.] // Biomarkers: Biochemical, Physiological, and Histological Markers of Anthropogenic Stress. Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 1992. P. 87-- 123.

62. Xu H. Suitability of carboxylated porphyrin profiles as a biochemical indicator in whitefish (Coregonus clupeaformis) exposed to bleached kraft pulp mill effluent / H. Xu, S. Lesage, K. R. Munkittrick // Environ. Toxicol. Water Q. 1994. Vol. 9. P. 223--230.

63. Spear P. A. Retinoids: from metabolism to environmental monitoring / P. A. Spear, A. Y. Bilodeau, A. Branchard // Chemosphere. 1992. Vol. 25. P. 1733-- 1738.

64. Effects of 3,3',4,4'-tetrachlorobiphenyl on the dynamics of vitamin A in brook trout (Salvelinus fontinalis) and intestinal retinoid concentrations in lake sturgeon (Acipenser fulvescens) / A. Ndayibagira, M. J. Cloutier, P. D. Anderson [et al.] // Can. J. Fish. Aquat. Sci. 1995. Vol. 52. P. 512--520.

65. The biology and toxicology of retinoids in fish / D. Alsop, G. Van der Kraak, S. B. Brown [et al.] // Biochemistry and Molecular Biology of Fishes. Vol. 6. Environmental Toxicology. Amsterdam: Elsevier, 2005. P. 413--430.

66. Gillespie R. B. Allozyme frequency analysis of aquatic populations as an indicator of contaminant-induced impacts / R. B. Gillespie, S. I. Guttman // Environmental Toxicology and Risk Assessment. Vol. 2. Philadelphia, PA: American Society for Testing and Materials, 1993. P. 34--135.

67. Genetic and molecular ecotoxicology: a research framework / S. Anderson, W. Sadinski, L. Shugart [et al.] // Environ. Health Perspect. 1994. Vol. 102, suppl. 12. P. 3--8.

68. High frequency of K-ras mutations in pink salmon embryos experimentally exposed to Exxon Valdez oil / N. K. Roy, J. Stabile, J. E. Seeb [et al.] // Environ. Toxicol. Chem. 1999. Vol. 18. P. 1521--1528.

69. Theodorakis C. W. Genetic responses as population-level biomarkers of stress in aquatic ecosystems / C. W. Theodorakis, I. I. Wirgin // Biological indicators of aquatic ecosystem stress. Bethesda, MD: American Fisheries Society, 2002. P. 149--186.

70. Wirgin I. I. Molecular biomarkers in aquatic organisms: DNA damage and RNA expression / I. I. Wirgin, C. W. Theodorakis // Biological indicators of aquatic ecosystem stress. Bethesda, MD: American Fisheries Society, 2002. P. 43-- 110.

71. Fish and chips: various methodologies demonstrate utility of a 16,006-gene salmonid microarray / K. R. von Schalburg, M. L. Rise, G. A. Cooper [et al.] // BMC Genomics. 2005. Vol. 6. P. 126.

72. Gene expression patterns in rainbow trout, Oncorhynchus mykiss, exposed to a suite of model toxicants / S. E. Hook, A. D. Skillman, J. A. Small [et al.] // Aquat. Toxicol. 2006. Vol. 77. Р. 372--385.

73. Differential gene expression associated with dietary methylmercury (MeHg) exposure in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) and zebrafish (Danio rerio) / Q. Liu, N. Basu, G. Goetz [et al.] // Ecotoxicology. 2013. Vol. 22(4). P. 740--751.

74. Korcock D. E. Effects of sampling conditions on selected blood variables of rainbow trout, Salmo gairdneri Richardson / D. E. Korcock, A. H. Houston, J. D. Gray // J. Fish Biol. 1988. Vol. 33. P. 319--330.

75. Iwama G. K. The effects of five fish anaesthetics on acid-base balance, haematocrit, blood gases, cortisol, and adrenaline in rainbow trout / G. K. Iwama, J. C. McGeer, M. P. Pawluk // Can. J. Zool. 1989. Vol. 76. P. 2065--2073.

76. Waring C. P. The effects of handling on flounder (Platichthys flesus L.) and Atlantic salmon (Salmo salar L.) / C. P. Waring, R. M. Stagg, M. G. Poxton // J. Fish Biol. 1992. Vol. 41. P. 131--144.

77. Houston A. H. Review: are the classical hematological variables acceptable indicators of fish health / A. H. Houston // Trans. Am. Fish. Soc. 1997. Vol. 126. P. 879--894.

78. Sephlveda M. S. Physiological changes in largemouth bass exposed to paper mill effluents under laboratory and field conditions / M. S. Sephlveda, E. P. Gallagher, T. S. Gross // Ecotoxicology. 2004. Vol. 13. P. 291--301.

79. Histopathological markers for copper toxicity in rainbow trout fry (Oncorhynchus mykiss) / N. A. Salman, J. L. Ullman, K. Snekvik [et al.] // Basrah J. Agric. Sci. 2012. Vol. 25, sp. iss. 2. Р. 26--39.

80. Inhibition of testicular growth in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) exposed to estrogenic alkylphenolic chemicals / S. Jobling, D. Sheahan, J. A. Osborne [et al.] // Environ. Toxicol. Chem. 1996. Vol. 15. P. 194--202.

81. Руднева И. И. Изменение состава сывороточных преальбуминов рыб как ответная реакция на хроническое загрязнение морской среды / И. И. Руднева, Т. Б. Вахтина, И. Н. Залевская // Проблемы иммунологии, патологии и охраны здоровья рыб и других гидробионтов-2: Междунар. науч.-практ. конф.: расш. мат. Борок ; М., 2007. С. 230--233.

82. Ali Louei Monfared. Histomorphometric and biochemical studies on the liver of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) after exposure to sublethal concentrations of phenol / Ali Louei Monfared, Amir Parviz Salati // Toxicology and Industrial Health. 2012. Vol. 29, № 9. P. 856--861.

83. A field study of physiological effects on fish in lead-contaminated lakes / C. Haux, A. Larsson, G. Lithner [et al.] // Environ. Toxicol. Chem. 1986. Vol. 5. P. 283--288.

84. Inhibition of testicular growth in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) exposed to estrogenic alkylphenolic chemicals / S. Jobling, D. Sheahan, J. A. Osborne [et al.] // Environ. Toxicol. Chem. 1996. Vol. 15. P. 194--202.

85. Pottinger T. G. The three-spined stickleback as an environmental sentinel: effects of stressors on whole-body physiological indices / T. G. Pottinger, T. R. Carrick, W. E. Yeomans // J. Fish Biol. 2002. Vol. 61. P. 207--229.

86. Immunocompetence of juvenile Chinook salmon against Listonella anguillarum following dietary exposure to polycyclic aromatic hydrocarbons / R. C. Palm, B. Powell, A. Skillman [et al.] // Environ. Toxicol. Chem. 2003. Vol. 22. P. 2986--2994.

87. Toxic effects of dietborne metals: laboratory studies / R. D. Handy, J. C. McGeer, H. E. Allen [et al.] // Toxic effects of dietborne metal exposure: laboratory studies. Pensacola, FL: SETAC Press, 2005. P. 59--112.

88. Dethloff G. M. Effects of dissolved copper on select hematological, biochemical, and immunological parameters of wild rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) / G. M. Dethloff, H. C. Bailey, K. J. Maier // Arch. Environ. Contam. Toxicol. 2001. Vol. 40. P. 371--380.

89. Toxicology of dietary nickel in lake whitefish (Coregonus clupeaformis) / M. D. Ptashynski, R. M. Pedlar, R. E. Evans [et al.] // Aquat. Toxicol.2002. Vol. 58. Р. 229--247.

90. Maximum limits of organic and inorganic mercury in fish feed / M. H. G. Berntssen, K. Hylland, K. Julshamn [et al.] // Aquacult. Nutr. 2004. Vol. 10. P. 83--97.

91. Adiele R. C. Reciprocal enhancement of uptake and toxicity of cadmium and calcium in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) liver mitochondria / R. C. Adiele, Stevens, C. Kamunde // Aquatic Toxicology. 2010. Vol. 96, iss. 4. P. 319--327.

92. Desforges P. R. The effects of exogenous extracellular carbonic anhydrase on CO₂ excretion in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss): role of plasma buffering capacity / P. R. Desforges, K. M. Gilmour, S. F. Perry // J. Comp. Physiol. 2001. Vol. 171B. P. 465--473.

93. Handy R. D. Biomarker approaches for ecotoxicological biomonitoring at different levels of biological organisation / R. D. Handy, A. N. Jha, M. H. Depledge // Handbook of Environmental Monitoring. New York, 2002. P. 9.1--9.32.

94. Hinton D. E. Integrative histological approaches to detecting effects of environmental stressors on fishes / D. E. Hinton, D. J. Lauren // Biological Indicators of Stress in Fish. Vol. VIII. Bethesda, MD: American Fisheries Society, 1990. P. 51--66.

95. Histopathologic biomarkers / D. E. Hinton, P. C. Baumann, G. R. Gardner [et al.] // Biomarkers: biochemical, physiological, and histological markers of anthropogenic stress. Boca Raton, FL: Lewis Publishers, 1992. P. 155--209.

96. Liebel S. Fish histopathology as biomarker to evaluate water quality / S. Liebel, M. E. M. Tomotake, C. A. Oliveira Ribeiro // Ecotoxicol. Environ. Contam. 2013. Vol. 8, iss. 2. P. 9--15.

97. Reddy P. B. Assessment of aquatic pollution using histopathology in fish as a protocol / P. B. Reddy, S. S. Rawat // International Research Journal of Environment Sciences. 2013. Vol. 2, iss. 8. P. 79--82.

98. Терновенко В. А. Поведенческие реакции рыб и их использование для обнаружения загрязнителей в водной среде / В. А. Терновенко, Л. Никифоров // Методы ихтиотоксикологических исследований: Первый Всесоюз. симп. по методам ихтиотокс. исследований (Ленинград, октябрь 1987 г.): тезисы докл. Л., 1987. С. 125--126.

99. Черкашин С. А. Метод оценки токсичности веществ, основанный на избегании гидробионтами неблагоприятных факторов / С. А. Черкашин // Методы ихтиотоксикологических исследований: Первый Всесоюз. симп. по методам ихтиотокс. исследований (Ленинград, октябрь 1987 г.): тезисы докл. Л., 1987. С. 133--135.

100. Little E. E. Swimming behaviour as an indicator of sublethal toxicity in fish / E. Little, S. E. Finger // Environ. Toxicol. Chem. 1990. Vol. 9. P. 13-- 20.

101. Handy R. D. Physiological responses: their measurement and use as environmental biomarkers in ecotoxicology / R. D. Handy, M. H. Depledge // Ecotoxicology. 1999. Vol. 8. P. 329--349.

102. Metabolic trade-off between locomotion and detoxification for maintenance of blood chemistry and growth parameters by rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) during chronic dietary exposure to copper / R. D. Handy, D. W. Sims, A. Giles [et al.] // Aquat. Toxicol. 1999. Vol. 47, № 1. P. 23--41.

103. Campbell H. A. Increased metabolic cost of swimming and consequent alterations to circadian activity in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss) exposed to dietary copper / H. A. Campbell, R. D. Handy, D. W. Sims // Can. J. Fish. Aquat. Sci. 2002. Vol. 59. P. 768--777.

...