CC BY
81
Известия ТИНРО
2010 Том 162
УСЛОВИЯ ОБИТАНИЯ ПРОМЫСЛОВЫХ ОБЪЕКТОВ
УДК 615.9:556.504(265.504)
О.Н. Лукьянова1, С.А. Ирейкина1, А.П. Черняев1, A.C. Бажова1,
М.Д. Боярова2*
1 Тихоокеанский научно-исследовательский рыбохозяйственный центр, 690091, г. Владивосток, пер. Шевченко, 4; 2 Тихоокеанский государственный экономический университет, 690091, г. Владивосток, Океанский проспект, 19
ЭКОТОКСИКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА НЕКОТОРЫХ ЭСТУАРНЫХ ЗОН ЮЖНОГО ПРИМОРЬЯ
Проведена комплексная экотоксикологическая оценка некоторых эстуарных зон рек Раздольная, Барабашевка, Рязановка и Гладкая в Амурском заливе и рек Артемовка и Суходол в Уссурийском заливе в 2007-2008 гг. В 2009 г. собраны донные отложения в эстуарной зоне р. Киевка. Определено содержание нефтяных углеводородов в воде и донных отложениях речных и морских участков эстуариев, исследована общая токсичность донных отложений (методом биотестирования с использованием мизид). В качестве контроля использовали грунты из устья малой речки на о. Рейнеке, где содержание основных поллютантов соответствует фоновому для зал. Петра Великого. Также проанализировано содержание хлорор-ганических пестицидов в печени и мышцах мелкочешуйной красноперки (Tribolodon brandtii) и определены молекулярные биомаркеры окислительного стресса в органах пиленгаса (Liza haematocheila). Рассчитан объем сточных вод и количество загрязняющих веществ, поступающих в Амурский и Уссурийский заливы со стоками отдельных рек. Подсчитаны коэффициенты корреляции между токсичностью грунтов и содержанием в них нефтяных углеводородов. Более высокая токсичность грунтов в речной зоне по сравнению с морской во всех исследованных реках подтверждает концепцию биогеохимического барьера река—море.
Ключевые слова: эстуарии, биотестирование, нефтяное загрязнение, молекулярные биомаркеры, хлорорганические пестициды.
Lukyanova O.N., Ireykina S.A., Chernyaev A.P., Vazhova A.S., Boyaro-
va M.D. Ecotoxicological assessment of some estuarine zones in South Primorye // Izv. TINRO. — 2010. — Vol. 162. — P. 214-224.
Bioindicators are used to assess environmental quality (regarding chemical pollutant impacts) in the estuarine zones in South Primorye: in the estuaries of the Razdolnaya (Suyfun), Barabashevka, Ryazanovka, Gladkaya, Artyomovka, and Sukhodol
* Лукьянова Ольга Николаевна, доктор биологических наук, ведущий научный сотрудник, e-mail: onlukyanova@tinro.ru; Ирейкина Светлана Александровна, кандидат биологических наук, младший научный сотрудник, e-mail: ir_lana@live.ru; Черняев Андрей Павлович, кандидат биологических наук, старший научный сотрудник, e-mail: chernyaev@tinro.ru; Бажова Анна Сергеевна, младший научный сотрудник; Боярова Маргарита Дмитриевна, кандидат биологических наук, заместитель директора испытательного центра "Океан", e-mail: boyarova.m@mail.ru.
in 2007-2008 and in the estuary of the Kievka in 2009 (for bottom sediments only). Toxicity of bottom sediments from the Barabashevka, Ryazanovka, Gladkaya, and Artyomovka estuaries was assessed by biotesting (mysid test) with the sediments from the estuary of small unpolluted river on Reyneke Island used as a control. The Barabashevka and Ryazanovka estuaries were identified as non-toxic, both for the river and marine parts, but the sediments from the Artyomovka and Gladkaya were toxic: 100 % of mysids died after 24-hours exposition. For all investigated estuaries, the bottom sediments from river parts of estuaries had higher toxicity in comparison with their marine parts; that testifies for effective sedimentation of pollutants on biogeochemical barrier. Petroleum hydrocarbons content in water and bottom sediments from the river and marine parts of estuaries is determined. Their maximal concentration is found in the Razdolnaya. Correlation between petroleum hydrocarbons content in bottom sediments and their toxicity is insignificant (R = 0.04) for marine parts of estuaries but rather high (R = 0.85) for their river parts. Content of organochlorine pesticides is determined in muscles and liver of the dace Tribolodon brandtii, and molecular biomarkers of oxidative stress were analyzed in liver of the mullet Lisa haematocheila. The total concentration of organochlorine pesticides (DDT+HCCH) in the liver of fish from the Razlolnaya was about 60 % higher than that one for the Artyomovka; their concentrations in muscles were much lower. Many pollutants exert their toxic effects due to oxidative stress: in particular, the fish from the Razlolnaya had lower activity of glutathione-S-transferase, superoxide dismutase, and catalase, as well as low glutathione level, that testifies to their depressed physiological condition. Total sewage and incomes of certain polluting substances to the Amur and Ussuri Bays are estimated as the sum of these rivers contribution. The majority of indicators show that the estuarine zones of South Primorye are highly impacted, in partucularly the Razlolnaya, Gladkaya, Artyomovka, and Kievka, which are distinguished by high sediments toxicity and high hydrocarbon pollution.
Key words: estuaries, biotesting, oil pollution, molecular biomarker, organochlo-rine pesticides.
Введение
Эстуарные зоны формируются при контакте морских и пресных вод и отличаются от остальных прибрежных экосистем уникальными физико-химическими и биологическими свойствами. Это связано прежде всего с пониженной соленостью в целом и ее значительной вариабельностью, а также наличием зон высокой мутности и осаждением большого количества органики. Часто в эстуариях наблюдается гипоксия и аноксия. В то же время к эстуариям приурочены зоны активной хозяйственной деятельности, и они подвергаются интенсивному антропогенному воздействию, которое проявляется в загрязнении токсичными химическими веществами, попадании в водную среду продуктов коррозии кораблей, промышленных и бытовых стоков. При взаимодействии пресных и соленых вод в эстуариях возникает биогеохимический барьер, в районе которого происходит резкое изменение концентрации растворенных и взвешенных веществ, которые оседают на дно (Лисицын, 2004). В этих зонах может задерживаться до 90-95 % взвешенных и 30-40 % растворенных веществ и загрязнений речного стока, например до 80 % алифатических углеводородов (Немировская, 2008). В связи с этим загрязнение в эстуариях может быть максимальным по сравнению с граничащими экосистемами.
Параметры и индексы, описывающие состояние эстуариев, должны характеризовать состояние биоты, которое интегрирует химические, биогеохимические, токсикологические, физические и гидрографические условия существования экосистем. Для этих целей больше всего подходят функциональные, физиологические показатели, которые могут быть более информативны, чем структурные (Dauvin, 2007). В настоящее время как в европейских странах, так и в США и Канаде разрабатываются специальные наборы тестов для исследования эстуарных экосистем (Zonta et al., 2007). Наряду с общими свойствами этих переходных областей подчеркивается необходимость выбора и применения специфических видов-инди-
каторов, а также биомаркеров, адекватно отражающих существование биоты в конкретной биогеографической зоне, со сложившимся комплексом природных и антропогенных факторов (Ваг1еП, 2006). Устойчивость различных типов прибрежных экосистем, в том числе и эстуариев, зависит от многообразия трофических связей в пищевых сетях, а также от экологической и биологической стратегии видов, составляющих данную экосистему. Таким образом, для каждого бассейна должен использоваться свой набор индикаторных видов и параметров.
В южном Приморье в море впадает множество рек с различным объемом стока. Водосборные территории этих рек различаются по степени антропогенной трансформации. В зал. Петра Великого Японского моря загрязнение эстуарных зон исследовано в устье р. Туманной (Экологическое состояние ..., 2000) и в устье р. Раздольной (Состояние ..., 2005). Оценка состояния среды и биоты эсту-арных зон других рек ранее не проводилась.
Цель данной работы — комплексная экотоксикологическая оценка некоторых эстуарных зон южного Приморья.
Пробы воды и донных отложений собирали в эстуарных зонах рек Раздольная, Барабашевка, Рязановка и Гладкая в Амурском заливе и рек Артемовка и Суходол в Уссурийском заливе в 2007-2008 гг. В 2009 г. были собраны донные отложения в эстуарной зоне р. Киевка в бухте Киевка (рис. 1).
Рис. 1. Карта-схема исследованных эстуарных зон
Fig. 1. Scheme of investigated estuaries
Пробы воды отбирали в стеклянные бутыли (1 л) и немедленно экстрагировали органическим растворителем. Донные отложения (верхние 2-5 см грунта) отбирали в полимерные пакеты и замораживали. Содержание суммарных углеводородов в воде и донных отложениях анализировали согласно РД 52.10.556-95 (1996) на ИК-анализаторе Wilks Enterprise, Inc. Infracal TOG/TPH Analyzers в трех параллелях. Метод применим для анализа природных вод или промышленных стоков при концентрации нефтяных углеводородов от 0,01 мг/дм3.
Для определения содержания хлорорганических пестицидов (ХОП) в органах рыб исследовали замороженные при -20 0С экземпляры мелкочешуйной красноперки, выловленной в эстуарных зонах рек Раздольная и Артемовка в весенний период. Для анализа использовали печень и мышцы. Подготовку проб к анализу проводили путем последовательной экстракции органическими раство-
Материалы и методы
131°
132°
133°
рителями и очистки экстракта (Клисенко и др., 1983). Определение содержания ХОП выполняли методом газожидкостной хроматографии на хроматографе Shimadzu GC-16A (Япония) с электронозахватным детектором ECD. Хроматограф калибровали по стандартным растворам ХОП. Количественное определение проводили методом внутреннего стандарта, используя стандартные смеси пестицидов.
Общую токсичность донных отложений определяли методом биотестирования согласно "Руководству ..." (2002). Полученные водные вытяжки донных отложений с каждой станции тестировали в трех повторностях. В качестве тест-организмов использовали мизид рода Paracanthomysis. Количество рачков в каждом эксперименте составляло 15 экз. Мизид отлавливали в прибрежной зоне о. Рейнеке на глубине 0,1-1,5 м и содержали в адаптационных аквариумах в течение 48 ч до начала эксперимента. Травмированные животные за это время погибали, а остальные акклимировались к лабораторным условиям. В опытах использовали мизид длиной 8-15 мм. В течение 96-часового острого эксперимента рачков не кормили. Интегральным показателем токсичности являлась смертность мизид. Гибель тест-объектов фиксировали каждые 24 ч, погибших животных удаляли из стаканов.
Молекулярные биомаркеры окислительного стресса определяли в печени пиленгаса, выловленного в мае 2009 г. в эстуариях рек Раздольная и Амба. Рыб отлавливали ставным неводом, в замороженном виде доставляли в лабораторию и хранили при -20 °С. Анализы проводили в течение 2-3 дней после отлова. Навески органов массой около 1 г гомогенизировали и центрифугировали. Все операции проводили на ледяной бане. В супернатантах определяли: концентрацию белка (Greenberg, Gaddock, 1982), концентрацию восстановленного глутати-она (GSH) (Moron et al., 1979), интенсивность процессов перекисного окисления липидов по количеству образовавшегося малонового диальдегида (МДА) (Porter et al., 1976), активность глутатион^-трансферазы (Habig et al., 1974), каталазы (Королюк и др., 1988), супероксиддисмутазы (Paoletti et al., 1986).
Результаты и их обсуждение
Прибрежные зоны зал. Петра Великого — зоны наибольшего антропогенного воздействия. Бытовые и промышленные отходы сбрасываются именно на этих участках моря. Значительное количество загрязняющих веществ поступает со сточными водами рек. В области смешения речных и морских вод происходит осаждение загрязняющих веществ и дальнейшее аккумулирование поллютантов в донных отложениях эстуариев. Высокая степень загрязнения эстуариев в значительной степени обусловлена влиянием сточных вод.
По данным государственной статистической отчетности по форме 2-ТП (вод-хоз) за 2005 г. оценен качественный и количественный состав сточных вод, попадающих в Амурский залив через реки Раздольная и Барабашевка, а также в Уссурийский залив со стоками рек Артемовка, Шкотовка и Суходол. Водосборные территории этих рек весьма различны по степени антропогенной трансформации. Общие объемы сточных вод, поступающих в Амурский и Уссурийский заливы, были рассчитаны ранее (Нигматулина, 2008) и составляют примерно соответственно 60,0 ' 103 и 16,5 ' 103 тыс. м3/год, а суммарное количество загрязняющих веществ (ЗВ) — почти 50,0 ' 103 и 1,8 ' 10 3 т/год. Доля сточных вод, поступающих в Уссурийский залив с выпусками трех рек (Суходол, Артемовка, Шкотовка), составляет всего 3,0 % общего объема сточных вод, выпускаемых в залив, тогда как количество загрязняющих веществ, выносимое этими реками, достигает 19,4 % общего количества загрязняющих веществ, попадающих в Уссурийский залив. В Амурском заливе это соотношение несколько иное. Практически половина всего количества загрязняющих веществ поступает в залив со стоком двух рек — Раздольная и Барабашевка. Объем сточных вод, выносимых р. Раздольной, составляет 24,5 % общего объема сточных вод, попадающих в
Амурский залив, тогда как количество ЗВ достигает 41,0 % (20 ' 103 т/год) от их суммарного количества.
Следовательно, эстуарные зоны принимают значительный объем сточных вод и загрязняющих веществ от береговых источников загрязнения. Эти вещества в основном накапливаются в абиотических компонентах эстуарных экосистем и могут оказывать негативное воздействие на водные организмы.
Качество морской воды в эстуарной зоне в значительной степени варьирует под влиянием многих факторов — климатических (осадки), гидродинамических (ветровое перемешивание, приливные явления), антропогенных (залповый выброс загрязняющих веществ). В отличие от воды, донные отложения (ДО) являются более стабильными компонентами экосистем и реально отражают имеющийся уровень хронического загрязнения. Загрязняющие вещества надолго сохраняются в донных отложениях, где деструкции и физико-химическое окисление персистентных поллютантов протекают крайне медленно, а тяжелые металлы выводятся из осадков только в результате биогеохимического круговорота. Таким образом, именно донные отложения являются оптимальным материалом для оценки токсичности водной среды для обитающих в прилегающей зоне живых организмов. Сравнительное исследование токсичности образцов грунтов из различных эстуарных зон южного Приморья выполнено методом биотестирования. В качестве тест-объектов при экотоксикологических исследованиях зал. Петра Великого в течение многих лет используют мизид. Эти планктонные ракообразные длиной не более 3 см широко распространены как на морских, так и на эстуарных мелководьях. Они играют важную роль в пищевых цепях и, как многие мелкоразмерные виды с коротким жизненным циклом, чувствительны к различным внешним воздействиям, в том числе и к загрязнению (Черка-шин, Вейдеман, 2005). В 2007 г. биотестированию были подвергнуты грунты из эстуариев рек Суходол и Раздольная, в 2008 г. — из эстуариев рек Артемовка, Суходол, Раздольная, Гладкая, Барабашевка, Рязановка, в 2009 г. — р. Киевка. Пробы были собраны в речных и морских частях устьевых зон рек (табл. 1).
Таблица 1
Общая токсичность грунтов и содержание нефтеуглеводородов (НУ) в воде и грунтах эстуарных зон некоторых рек южного Приморья
Table 1
Bottom sediments toxicity and petroleum hydrocarbons content in water and bottom sediments from estuaries of some rivers in South Primorye
Станция Зона отбора Гибель мизид, НУ, ДО, НУ, вода
пробы грунта % мкг/г мкг/мл
Рейнеке 1 Река 60 20 45
Рейнеке 2 Море 45 20 45
Барабашевка 1 Река 52 24 45
Барабашевка 2 Море 33 8 43
Рязановка 1 Река 60 12 43
Гладкая 1 Река 100 25 Н.о
Гладкая 2 Река 100 29 Н.о
Гладкая 3 Море 45 12 5
Артемовка 1 Река 100 51 45
Суходол 1 Река 74 24 45
Суходол 2 Море 60 11 40
Суходол 3 Море 66 15 42
Раздольная 1 Река 100 37 65
Раздольная 2 Море 60 33 60
Раздольная 3 Море 40 39 190
Киевка 1 Река 100 - -
Киевка 2 Река 100 - -
Киевка 3 Море 80 - -
Примечание. Н.о — ниже уровня определения, - — не определяли.
218
В качестве контроля использовали грунты из устья малой речки на о. Рей-неке, где содержание основных поллютантов как в воде, так и в грунтах в течение последних нескольких десятилетий соответствует фоновому для зал. Петра Великого (Ковековдова, Симоконь, 2004). По сравнению с контролем, не проявляли токсичность образцы грунта из эстуариев рек Рязановка и Барабашевка, собранные как в речной, так и в морской зонах. Острая токсичность отмечена для грунтов из р. Артемовка, 100 % мизид погибли уже через 24 ч эксперимента. Пробы из эстуария р. Гладкой, отобранные в реке в 50 м от устья (станция 1) и в море в 100 м от берега (станция 2), были также остротоксичны, 100 % гибели к 24 ч эксперимента. Только проба 3, взятая в море примерно в 500 м от берега, не отличалась от контроля на протяжении всего эксперимента. Пробы, отобранные в бухте Суходол, имели разную токсичность. Проба со ст. 1, в речной части, в 100 м от устья, достоверно отличалась от контрольной станции (о. Рейнеке) к 96 ч эксперимента. Пробы из мористой части эстуария не проявляли токсического эффекта по сравнению с контролем. Из трех исследованных проб из эстуария р. Раздольной 100 %-ная гибель мизид к 24-му часу эксперимента наблюдалась для пробы из эстуарной зоны. Пробы мористой части не отличались от контроля. В эстуарии р. Киевка токсичность уже к 48 ч эксперимента составила 47, 73 и 60 % соответственно в морской, эстуарной и речной зонах, а через 96 ч 100 %-ная смертность наблюдалась для грунтов из речной и эстуарной зоны и 80 %-ная — на морской станции.
Таким образом, результаты исследований показали более высокую токсичность грунтов эстуарных зон по сравнению с морскими участками, что подтверждает эффективный захват загрязняющих веществ в области биогеохимического барьера. Токсичность для 100 % тест-объектов отмечена для грунтов из эстуариев Артемовки, Гладкой, Раздольной и Киевки.
Среди загрязняющих веществ, аккумулирующихся в осадках, нефтяные углеводороды относятся к группе наиболее токсичных соединений (Патин, 2008). В пробах донных отложений и морской воды с тех же станций было определено содержание НУ (табл. 1) и проведен корреляционный анализ с общей токсичностью грунтов, показавший, что между этими показателями нет прямой зависимости. Например, в эстуарии р. Раздольной на всех трех станциях содержание НУ было примерно одинаковое — 37, 33, 39 мкг/г, однако токсичность этих же образцов существенно различалась: если в пробе, взятой в речной зоне, гибель мизид составляла 100 % (ст. 3), то на морских станциях 1 и 2 эти показатели были 40 и 60 %. Показатели токсичности и содержания НУ на станциях р. Гладкой были также высокими, но различались по абсолютному значению. Токсичность образцов, взятых в речной и морской зонах, различалась практически в 2 раза. В речных пробах (ст. 1, 2) гибель мизид составила 100 %, а в морской (ст. 3) — только 45 %. Но в отличие от образцов проб р. Раздольной, содержание НУ на станциях р. Гладкой соответствует показателям токсичности и составляет в речных зонах 25, 29 мкг/г, в морской — 12 мкг/г. Высокие показатели были зафиксированы и при анализе проб эстуария р. Артемовка, содержание НУ в донных отложениях — 51 мкг/г при 100 %-ной токсичности грунтов. На станциях рек Барабашевка, Суходол, Рязановка токсичность не отличалась от контроля при невысоком содержании НУ.
Коэффициент корреляции Пирсона R между токсичностью грунтов и содержанием в них НУ на всех станциях (как в речной, так и в морской зоне) составляет 0,64, в морской зоне — только 0,04, тогда как в речной зоне 0,85. R между токсичностью грунтов и содержанием НУ в воде значительно ниже: для речных и морских станций в целом 0,56, для речной зоны — 0,58, для морской зоны — 0,06. Таким образом, в речной зоне исследованных эстуарных зон зал. Петра Великого нефтяное загрязнение достоверно влияет на токсичность
донных отложений. Однако в целом для морской и речной зоны как для грунтов, так и для воды подобная закономерность не отмечена.
Наряду с анализом абиотических факторов были установлены также корреляции между общей токсичностью, содержанием НУ и некоторыми биологическими показателями, в частности общей биомассой бентоса (данные В.А. Надто-чего), числом видов зоопланктона и общей биомассой рыб (данные Н.В. Колпа-кова и В.В. Надточий) (табл. 2).
Таблица 2
Коэффициенты корреляции Я между биомассой гидробионтов в эстуарных зонах и содержанием нефтяных углеводородов (НУ) в грунтах и воде
Table 2
Correlation coefficients R between total biomass in estuarine zones and petroleum hydrocarbons concentration in water and bottom sediments
Показатель НУ в грунтах НУ в Внутренний эстуарий грунтах Внешний эстуарий НУ в воде
Бентос, общая биомасса, г/м3 0,57 0,64 0,11 -0,99*
Рыбы, общая биомасса, т -0,51* -** - -
Зоопланктон, число видов -0,64 - - -
* При p < 0,05. ** Не определяли.
Результаты исследования показывают, что между концентрацией НУ в грунтах и общей биомассой рыб существует значимая отрицательная корреляция, Я = -0,51. Между количеством видов зоопланктона и концентрацией НУ коэффициент корреляции -0,64, однако эта зависимость недостоверна ^ = 20).
Отрицательное значение коэффициента корреляции Я = -0,99 между биомассой бентоса и концентрацией НУ в воде эстуарных зон ^ = 8) подтверждает токсичность водорастворимой фракции нефти для водных организмов, в том числе и бентосных. Гидробионты избегают загрязненных участков.
Таким образом, отрицательная корреляция содержания нефти в среде и биомассы бентоса и рыб свидетельствует о том, что в исследованных эстуарных зонах зал. Петра Великого нефтяное загрязнение является значимым фактором, влияющим на распределение гидробионтов.
Другой группой поллютантов, попадающих в эстуарные и прибрежные зоны, являются хлорорганические пестициды, очень медленно разлагающиеся в окружающей среде и накапливающиеся в органах животных, в том числе рыб. Несмотря на запрет на применение гексахлорциклогексана (ГХЦГ) и ДДТ во многих странах, высокие концентрации этих соединений и продуктов их трансформации продолжают обнаруживаться в органах рыб из прибрежных зон разных стран мира, в том числе Азиатско-Тихоокеанского региона. Основное количество поступающих токсикантов аккумулируется в печени рыб. Содержание пестицидов в мышцах рыб, т.е. в том органе, который используется в пищу человеком, регламентируется действующими санитарными правилами и нормами (СанПиН 2.3.2.1078-01). Эстуарные виды рыб из прибрежных вод южного Приморья ранее не были исследованы на содержание пестицидов группы ГХЦГ и ДДТ.
В 2008 г. были собраны особи мелкочешуйной красноперки в эстуариях рек Раздольная и Артемовка. Рыбы составляли одну размерно-весовую группу, масса — около 240 г, длина тела — около 25 см. Во всех образцах печени и мышц рыб были определены изомеры ГХЦГ (а, в, у), ДДТ и его метаболиты (ДДД и ДДЕ).
Суммарные максимальные концентрации ХОП были обнаружены в печени красноперок из эстуария р. Раздольной, в среднем 1739 нг/г сырой массы (рис. 2), у рыб из эстуария р. Артемовка сумма ХОП составляла в среднем около 1028 нг/г.
2400 -,
печень мышцы
S Раздольная ED Артемовка
Рис. 2. Сумма ХОП в органах мелкочешуйной красноперки (Tribolodon brandtii) из эстуариев рек Раздольная и Артемовка (N = 5)
Fig. 2. Total content of organochlorine pesticides in the organs of Tribolodon brandtii from estuaries of the Razlolnaya and Artyomovka (N = 5)
В мышцах рыб сумма ХОП значительно ниже, чем в печени, и не превышает норматива СанПиН — 200 мг/кг сырой массы. В мышцах рыб из р. Раздольной она составляет в среднем 69,4 нг/г, из р. Артемовка — 57,2 нг/г. Таким образом, эстуарная зона р. Артемовка менее загрязнена ХОП, чем эстуарный участок р. Раздольной. Основными загрязняющими веществами являются ДДТ и ДДЕ.
При сравнении содержания ХОП в органах типично эстуарных видов рыб — красноперок — с морскими рыбами — полосатой камбалой из Уссурийского и Амурского заливов — и пресноводной рыбой — амурской щукой из оз. Ханка (Лукьянова и др., 2007) — можно отметить, что у пресноводных рыб содержание ХОП в среднем в 3 раза больше, чем у морских, но в 2 раза меньше, чем у рыб из эстуарных зон. Таким образом, эстуарные виды рыб аккумулируют ХОП в большей степени, чем морские рыбы, это подтверждает общее правило о том, что в экосистемах дельт рек и эстуариев, на границе река—море, где соленость резко возрастает, происходит основной переход во взвесь растворенных в речной воде ХОП. Поэтому содержание ХОП в органах речных и эсту-арных видов, как правило, выше, чем у морских видов (Маслова, 1981). Максимальное содержание ХОП у эстуарных организмов отражает аккумуляцию и осаждение загрязняющих веществ в области биогеохимического барьера в эсту-арной зоне. Обитающие здесь виды, в частности красноперки, захватывают с частицами пищи наибольшее количество диспергированных ХОП.
Накопление пестицидов и других токсикантов вызывает нарушение метаболических путей в органах животных. Для интегральной оценки здоровья экосистем и отдельных видов предлагаются различные показатели и тесты, но все они, как правило, включают определение параметров окислительного стресса. Действие неблагоприятных факторов различной природы, в том числе и токсикантов, вызывает развитие в клетках неспецифической ответной реакции, при которой образуются свободные радикалы. Накопление продуктов свободнорадикаль-ных процессов может привести к нарушению функции биомембран, а также к окислительной модификации макромолекул — белков, ДНК, РНК, оказывая комплексное повреждающее действие на клеточном уровне. Для устранения свободных радикалов клетки имеют комплексную антиоксидантную защитную систему, в которую входят некоторые низкомолекулярные соединения и ферменты. Нарушение равновесия между про- и антиокисдантными процессами, которое возни-
кает при действии повреждающих факторов, приводит к развитию окислительного стресса в клетках и тканях. Молекулярными биомаркерами этого процесса могут быть активность таких антиоксидантных ферментов, как каталаза и су-пероксиддисмутаза (СОД), фермента 2-й фазы биотрансформации глутатион-S-трансферазы (rST), а также концентрация глутатиона и уровень перекисного окисления липидов (ПОЛ) (Livingstone, 2001).
Особи пиленгаса были отловлены летом 2009 г. в эстуариях рек Раздольная и Амба. Отсутствие активной хозяйственной деятельности вдоль течения р. Амба позволяет считать ее водосборный бассейн и эстуарную зону условно чистым районом.
Результаты исследования показали различия в концентрации глутатиона, активности глутатион^-трансферазы и супероксиддисмутазы у пиленгасов из этих районов (рис. 3). Глутатион относится к первой линии защитных систем клетки. При стрессовых воздействиях концентрация глутатиона, как правило, возрастает. Однако затем следует истощение внутриклеточного пула этого три-пептида и снижение его концентрации. Аналогичная закономерность характерна для ферментов биотрансформации (rST) и антиоксидантных ферментов (СОД, каталаза) — подавление активности при постоянном действии высоких доз токсикантов (Кесельман и др., 1997). Подобные эффекты наблюдаются у водных организмов при хроническом действии высокого уровня загрязнения. У пиленгасов в эстуарии р. Раздольной отмечены достоверное снижение концентрации глутатиона (в 6 раз) и пониженная активность глутатион^-трансфера-зы (на 35 %) по сравнению с рыбами из эстуария р. Амба. Это может свидетельствовать о подавлении системы биотрансформации и антиоксидантной защиты в клетках печени рыб из р. Раздольной (Forlin et al., 1995). Такие изменения метаболизма у эстуарных видов рыб в результате длительного воздействия загрязнения постепенно могут привести к патологическим изменениям, снижающим репродуктивный потенциал и выживаемость организмов.
□ р. Раздольная
□ р. Амба
Т_т
ПОЛ глутатион каталаза
Рис. 3. Молекулярные биомаркеры окислительного стресса в печени пиленгаса (Lisa haematocheila) из эстуариев рек Раздольная и Амба (N = 5). Единицы измерения: ПОЛ — нмоль МДА/мг белка; глутатион — мкг GSH/мг белка; каталаза — ед.акт./мг белка
Fig. 3. Molecular biomarkers of oxidative stress in liver of Lisa haematocheila from estuaries of the Razlolnaya and Amba (N = 5). Units: nmol MDA/mg prot. for lipid peroxidation; mkg GSH/mg prot. for glutathione; act. units/mg prot. for catalase
Заключение
В эстуарных зонах рек южного Приморья экологическая обстановка типична для всех зон контакта река—море. Однонаправленный поток воды в реках сменяется на приливно-отливные потоки в дельтах. Во время полных приливов и отливов скорость течения падает до нуля, что позволяет осаждаться и отклады-
222
ваться более 95 % взвешенного минерального и органического вещества. При резком изменении солености возникает и постоянно существует химический градиент по ионной силе, а часто и по рН. При постоянных флюктуациях значений основных экологических факторов водные организмы существуют в условиях хронического стресса. На этом фоне дополнительным лимитирующим фактором выступает антропогенное загрязнение. Несмотря на то что всегда трудно вычленить воздействие загрязнения на фоне колебаний природных факторов, уже есть возможность прийти к определенным заключениям при изучении эстуариев рек южного Приморья. Наши исследования показывают, что для грунтов и воды эстуариев рек Раздольная, Артемовка, Гладкая, Суходол характерно высокое нефтяное загрязнение, которое в определенной степени влияет на общую токсичность грунтов. Более высокая токсичность грунтов в речной зоне по сравнению с морской во всех исследованных реках подтверждает концепцию биогеохимического барьера река—море. Это проявляется в способности эстуарных видов рыб к накоплению хлорорганических пестицидов в более высоких концентрациях, чем морских видов. Для южного Приморья с характерным набором обитающих в эстуарных зонах видов приемлемыми видами-индикаторами для химических и биохимических исследований можно считать виды, жизненный цикл которых приурочен к эстуариям, биологическая стратегия изучена, а они доступны для сбора в течение полевого сезона. К таким видам из рыб можно отнести пиленгаса и красноперок, а из беспозвоночных — мохнаторукого краба Eriocheir japónica (наши неопубликованные данные). Особенности химического загрязнения сказываются на метаболизме гидробионтов, вызывая характерные изменения метаболизма (окислительный стресс). В целом можно заключить, что при имеющемся уровне антропогенного воздействия в эстуарных зонах южного Приморья влияние загрязнения на биоту проявляется на различных уровнях биологической организации, от молекулярного до сообществ, вызывая нарушения метаболизма особей и оказывая отрицательный эффект на распределение планктона, нектона и бентоса.
Авторы выражают глубокую благодарность сотрудникам лаборатории экосистемных исследований биоресурсов прибрежных вод ТИНРО-цент-ра (заведующий лабораторией канд. биол. наук Н.В. Колпаков) за сбор проб рыб и донных отложений.
Список литературы
Кесельман М.Л., Милютина Н.П., Кузнецова Л.Я., Ракитский В.Н. Свобод-норадикальные процессы в механизме действия и диагностике пестицидной интоксикации ихтиофауны : монография. — Ростов н/Д : Гефест, 1997. — 120 с.
Ковековдова Л.Т., Симоконь М.В. Тенденции изменения химико-экологической ситуации в прибрежных акваториях Приморья. Токсичные элементы в донных отложениях и гидробионтах // Изв. ТИНРО. — 2004. — Т. 137. — С. 310-320.
Королюк М.А., Иванова Л.И., Майорова И.Г., Токарев В.С. Метод определения активности каталазы // Лаб. дело. — 1988. — № 1. — С. 16-19.
Клисенко М.А., Мельцер Ф.Р., Новикова К.Ф. и др. Справочник. Методы определения микроколичеств пестицидов в продуктах питания, кормах и внешней среде. — М. : "Колос", 1983. — 416 с.
Лисицын А.П. Потоки осадочного вещества, природные фильтры и осадочные системы «живого океана» // Геология и геофизика. — 2004. — Т. 45, № 1. — С. 15-48.
Лукьянова О.Н., Боярова М.Д., Черняев А.П. и др. Хлорорганические пестициды в водных экосистемах Дальнего Востока России // Использование и охрана природных ресурсов в России. — 2007. — № 2. — С. 31-35.
Маслова О.В. Зависимость накопления ДДТ от содержания липидов в тканях эстуарных рыб // Гидробиол. журн. — 1981. — Т. 17, № 4. — С. 75-77.
Немировская И.А. Нефтяные углеводороды в океане // Природа. — 2008. — № 3. — С. 17-27.
Нигматулина Л.В. Сравнительная оценка поступления загрязняющих веществ со сточными водами на акваторию Амурского и Уссурийского заливов (Японское море) // Современное состояние водных биоресурсов : Мат-лы науч. конф., посвященной 70-летию С.М. Коновалова. — Владивосток : ТИНРО-центр, 2008. — С. 595-599.
Патин С.А. Нефтяные разливы и их воздействие на морскую среду : монография. — М. : ВНИРО, 2008. — 507 с.
РД 52.10.556-95. Методические указания. Определение загрязняющих веществ в пробах морских донных отложений и взвеси. — М. : Федеральная служба России по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды, 1996. — 50 с.
Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов. — М. : РЭ-ФИА, НИА — Природа, 2002. — 118 с.
СанПиН 2.3.2.1078-01. Санитарно-эпидемиологические правила и нормативы. — М. : Минздрав России, 2002. — 154 с.
Состояние морских экосистем, находящихся под влиянием речного стока : сб. статей. — Владивосток : Дальнаука, 2005. — 261 с.
Черкашин С.А., Вейдеман Е.Л. Экотоксикологический анализ состояния прибрежных экосистем залива Петра Великого (Японское море) // Вопр. рыб-ва. — 2005. — Т. 6, № 4(24). — С. 637-652.
Экологическое состояние и биота юго-западной части залива Петра Великого и устья реки Туманной : сб. статей. — Владивосток : Дальнаука, 2000. — Т. 1. — 206 с.
Bartell S.M. Biomarkers, bioindicators, and ecological risk assessment — a brief review and evaluation // Environ. Bioindicators. — 2006. — Vol. 1. — P. 60-73.
Dauvin J.C. Paradox of estuarine quality: benthic indicators and indices, consensus or debate for the future // Mar. Poll. Bull. — 2007. — Vol. 55. — P. 271-281.
Forlin L., Lemaire P., Livingstone D.R. Comparative studies of hepatic xenobiotic metabolizing and antioxidant enzymes in different fish species // Mar. Environ. Res. — 1995. — Vol. 39. — P. 201-204.
Greenberg C.G., Gaddock P.R. Rapid single-step membrane protein assay // Clin. Chem. — 1982. — Vol. 28, № 7. — P. 1725-1726.
Habig W.H., Pabst M.J., Jacoby W.B. Glutathion-S-transpherase: the first step in mercapture acid formation // J. Biol. Chem. — 1974. — Vol. 249. — P. 7130-7139.
Livingstone D.R. Contaminant-stimulated reactive oxygen species production and oxidative damage in aquatic organisms // Mar. Poll. Bull. — 2001. — Vol. 42, № 8. — P. 656-666.
Moron M.S., Pepierre J.W., Monnervick B. Level of glutathione, glutathione re-ductase and glutathione-S-transferase activities in rat lung and liver // Biochem. Biophys. Acta. — 1979. — Vol. 582. — P. 67-78.
Paoletti F., Aldinucci D., Mocali A., Caparrini A. A sensitive spectrophotometric method for the determination of superoxide dismutase activity in tissue extracts // Analyt. Biochem. — 1986. — Vol. 154. — P. 536-541.
Porter N.A., Nolon Y., Ramdas L. Cyclic peroxides and thiobarbituric assay // Biochim. Biophys. Acta. — 1976. — Vol. 441. — P. 506-512.
Zonta R., Guerzoni S., Peres-Ruzafa A., de Jonge V. Measuring and managing changes in estuaries and lagoons: morphological and eco-toxicological aspects // Mar. Poll. Bull. — 2007. — Vol. 55. — P. 403-406.
Поступила в редакцию 19.04.10 г.
