Индукция микроядер в эритроцитах карпа ионами шестивалентного хрома Текст научной статьи по специальности «Фундаментальная медицина»

_МЕЖДУНАРОДНЫЙ НАУЧНЫЙ ЖУРНАЛ «ИННОВАЦИОННАЯ НАУКА» №9/2016 ISSN 2410-6070_

11. Осин А. Мультимедиа в образовании: контекст информатизации // ИКТ в образовании. - 2006, № 6. -90 с.

12.Пидкасистый П.И. Тыщенко О.Б. Компьютерные технологии в системе дистанционного обучения // Педагогика. - 2008, № 5.-45 с.

13. Пригожих В.А. Компьютерные технологии в обучении биологии: Рабочая программа дисциплины. -Красноярск: КрасГУ, 2009. -203 с.

© Гринь О.А., 2016

УДК 574.24 : 575.224.46.044

В.И. Крюков,

д.б.н., профессор А.Л. Климов, аспирант Н.В. Красова,

аспирант ИНИИЦ, ОрёлГАУ, г. Орёл, Российская Федерация

ИНДУКЦИЯ МИКРОЯДЕР В ЭРИТРОЦИТАХ КАРПА ИОНАМИ ШЕСТИВАЛЕНТНОГО ХРОМА

Аннотация

Исследованы частоты возникновения микроядер и других ядерных аномалий в эритроцитах карпов после 24- часового пребывания рыб в воде, содержащей ионы хрома (VI) в концентрациях 0,001, 0,05, 0,10, 0,15, 0,20, 0,25 и 0,40 мг/л. Установлено статистически достоверное увеличение частоты микроядер с концентрации 0,20 мг/л. Суммарная частота всех аномалий ядер отличалась статистически достоверно от контрольного варианта уже при концентрации хрома 0,001 мг/л.

Ключевые слова Рыбы, карп, хром, бихромат калия, мутагенез, микроядра.

Введение

Важной проблемой экологии является загрязнение окружающей среды тяжёлыми металлами. Предприятия различных отраслей промышленности загрязняют окружающую среду практически всеми известными в настоящее время металлами. Многие из них обладают мутагенной, канцерогенной и тератогенной активностью. Экологи уделяли большое внимание миграции в трофических сетях, накоплению и токсическим свойствам тяжёлых металлов. Генетические эффекты тяжёлых металлов изучены значительно слабее. Не всегда понятны механизмы индукции мутаций ионами металлов. До сих пор не разработана общая теория мутагенности металлов. Не изучены отдалённые последствия хронического воздействия их повышенных концентраций. Поэтому анализ генетических эффектов острого и хронического воздействий тяжёлых металлов представляется очень актуальным. Эти проблемы интенсивно исследуют, особенно с точки зрения их опасности для человека. Вместе с тем, ряд созологических и микроэволюционных проблем техногенного загрязнения окружающей среды тяжёлыми металлами остаются неизученными.

Целью наших исследований является изучение генетических эффектов острого и хронического воздействия солей тяжёлых металлов на живые организмы различного уровня эволюционного развития. В данном сообщении изложены результаты исследования 24-часового воздействия на рыб различных

_МЕЖДУНАРОДНЫЙ НАУЧНЫЙ ЖУРНАЛ «ИННОВАЦИОННАЯ НАУКА» №9/2016 ISSN 2410-6070_

концентраций ионов шестивалентного хрома

Материалом для исследования служили годовалые карпы (Cyprinus carpió), массой 17-24 г. Полученную из рыбхоза рыбу для адаптации помещали по 50 экз. в 150-литровые аквариумы, заполненные чистой водопроводной водой после её предварительного отстаивания в течение 2 суток. Воду в аквариумах принудительно аэрировали и фильтровали. Температуру на уровне 22 °С и световой режим (10 часов освещения и 14 часов темноты) поддерживали автоматически. Во время адаптации и после выполнения экспериментального воздействия рыб кормили 1 раз в сутки коммерческим комбикормом для карповых рыб. После адаптационного периода, продолжительностью не менее 3 суток, рыбу использовали для проведения экспериментов.

Для анализа мутагенности хрома использовали 25-литровые пластмассовые аквариумы, заполненные растворами бихромата калия исследуемых концентраций. Для исследования использовали бихромат калия (К2СГ2О7) квалификации «химически чистый». Расчёт концентраций солей выполняли по действующему веществу - Сг+6. В качестве отправной точки были приняты: 1) норматив содержания хрома в воде для рыбоводных целей - 0,001 мг/л и 2) норматив содержания хрома в питьевой воде - 0,05 мг/л. Весь ряд исследованных концентраций Сг+6 показан в таблице 1:

Таблица 1

Исследованные концентрации ионов хрома (VI)

Номер варианта опыта 0 (К*) 1 2 3 4 5 6 7

Концентрация Сг+6 в ПДК 0 1 ** 1 2 3 4 5 8

Концентрация Cr+6 в мг/л 0 0,001 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,40

* - К* - контроль, интактные животные.

** - ПДК Сг+6 для воды, используемой в рыбоводных целях,

В экспериментальный аквариум с раствором бихромата калия помещали по 4 рыбы на 24 часа. По истечении 24-часового воздействия рыбу пересаживали в аквариумы с чистой водой ещё на 24 часа (для реализации в клетках возможных нарушений, индуцированных исследуемым фактором). По истечении этого периода времени готовили мазки крови рыб. Воздействие каждой концентрации проводили в двух независимых повторностях с интервалом в 1 неделю.

Кровь для мазков отбирали из хвостовой вены рыб с помощью одноразового шприца с небольшим количеством (-0,1 мл) гепарина в физиологическом растворе. Каплю взятой крови выдавливали из шприца на чистое предметное стекло и делали мазок в соответствии с методическими рекомендациями [4, с.1]. Мазок высушивали на воздухе в течение 18-36 часов, фиксировали 25-30 минут в 96%-ном этаноле и окрашивали 5%-ным раствором азур-эозина на фосфатном буфере при температуре 37 °С. Интенсивность окраски контролировали визуально. По достижению препаратами оптимальной интенсивности окрашивания краситель сливали, препараты промывали струёй водопроводной воды, ополаскивали тремя сменами дистиллированной воды и высушивали.

Препараты просматривали под микроскопом марки "AxioImager A1" (Karl Zeiss) с цифровой цветной фотокамерой "ProgRes CFscan" в составе комплекса аппаратно-программной визуализации морфологических препаратов для анализа и регистрации показателей «ВидеоТесТ-Морфология» (Санкт-Петербург, «ВидеоТесТ»).

Микроскопический анализ клеток выполняли в соответствии со следующими принципами. Для анализа выбирали такие участки мазка, на которых эритроциты располагались без наложения друг на друга. Микроядрами считали хроматиновые образования, удовлетворяющие следующим условиям: 1) размер микроядра не должен превышать 1/5 размера ядра этого эритроцита; 2) микроядра должны быть чётко отделены от основного ядра; 3) микроядро должно находиться в той же плоскости, что и основное ядро и его оптическая плотность не должна существенно отличаться от оптической плотности основного ядерного материала.

а

б

Рисунок - Эритроциты карпов с различными аномалиями ядер: а - нормальное ядро; б - микроядро; в - двуядерный эритроцит; г - амитоз; д - blebbed (пузырящееся) ядро; е - lobed (лопастное) ядро;

ж - notched (зазубренное) ядро.

в

г

Микроядра, размер которых приближался бы к 1/5 размера ядра, практически не встречались. Обычно размер обнаруживаемых микроядер не превышал 1/10 размера клеточного ядра.

Помимо микроядер при анализе фиксировали клетки с нарушенной морфологией ядер [10, с.1054; 13, с.58; 17, с.499 ]. Среди аномалий клеточных ядер выделяли следующие:

- пузырящиеся (blebbed) ядра, имеющие одно или, чаще, несколько небольших выпячиваний ядерной оболочки, содержащих хроматин.

- лопастные (lobed) ядра с выпячиваниями большого размера, которые в свою очередь могли нести одно или несколько выпячиваний («лепестков») меньшего размера.

- зазубренные (notched) ядра, у которых ядерная оболочка имела остроконечную «вмятину»,

- двуядерные клетки (binuclei), имеющие два ядра, приблизительно равных размеров и интенсивности окрашивания, находящиеся в пределах цитоплазмы одной клетки, расположенной обособленно от других эритроцитов.

- ядра в стадии амитотического деления, морфология которых чётко указывала на протекающий процесс амитотического деления. Такие ядра обычно имеют гантелеобразную форму.

В двух вариантах опыта после воздействия на рыб максимальных концентраций хрома обнаружили по одной погибшей рыбе. Чтобы уравнять количество проанализированных рыб в каждой из двух повторностей эксперимента, анализировали по 3 рыбы из 4. В мазке каждой из 6 рыб просматривали не менее 3000 эритроцитов. Таким образом, частоту аномалий в каждом варианте опыта рассчитывали после анализа не менее 18000 клеток.

Достоверность различий в частотах нарушений между контролем и различными вариантами опыта определяли при уровне значимости Р<0,05 после ф-преобразования частот аномалий [9, с. 166-169]. Все расчёты были реализованы с использованием электронных таблиц MS Excel.

Результаты и обсуждение

Важной экологической проблемой, порождённой техногенезом, является загрязнение окружающей среды тяжёлыми металлами. Многие тяжёлые металлы в микроколичествах необходимы организмам, поскольку входят в состав различных полипептидов (в том числе - ферментов), полинуклеотидов и соединений некоторых других классов. Поступление в организм некоторых тяжёлых металлов (Cd, Zn, Hg, Cu, Hg, Au) сопровождается интенсивным синтезом особых белков металлотионеинов -полифункциональных белков, которые играют определённую роль в трансмембранном переносе, а также снижении токсичных свойств тяжёлых металлов [8, с.114; 20, с.629]. Чрезвычайно интересна гипотеза Г.Н. Петракович о роли металлопротеинов в организме, согласно которой молекулы металлопротеинов представляют собой пьезокристаллы, которые могут путём индукции принимать электромагнитные волны и индуцировать собственные электромагнитные импульсы [6, с.30]. Посредством чередования внешних и внутренних электромагнитных импульсов такие молекулы-пьезокристаллы могут служить приёмо-

_МЕЖДУНАРОДНЫЙ НАУЧНЫЙ ЖУРНАЛ «ИННОВАЦИОННАЯ НАУКА» №9/2016 ISSN 2410-6070_

передающими информацию устройствами. Если эта гипотеза верна, то значение металлов для гомеостаза живых систем существенно возрастает. Метаболизм микроэлементов находится под генетическим контролем [5, 121-167]. У лабораторных животных известны мутации, нарушающие транспорт магния, железа, кобальта, хрома, селена, молибдена и кадмия [11, с. 180-199].

Одним из тяжёлых металлов, загрязняющих окружающую среду, является хром. Этот металл характеризуется тремя степенями окисления: 2, 3 и 6. Трёхвалентный хром играет важную роль в питании животных и человека, участвуя в метаболизме глюкозы. Шестивалентный хром химически менее стабилен и биологически более реактивен, токсичен, мутагенен и канцерогенен. Норматив ВОЗ для шестивалентного хрома в питьевой воде - 50 мкг/л.

Токсичность для рыб растворённого в воде хрома зависит от многих факторов, которые обычно разделяют на две группы: биотические и абиотические. К биотическим факторам относят видовую принадлежность рыб, возраст рыб и стадии развития молоди. Среди абиотических факторов, прежде всего, следует отметить концентрацию и степень окисления самого хрома, а также солёность, жёсткость, температуру и рН воды. Сравнительный анализ чувствительности к растворам хрома рыб пяти различных видов (радужная форель, плотва, окунь, елец и трёхиглая корюшка) показал, что радужная форель по сравнению с другими четырьмя видами чувствительнее в 1,2-2,5 раза [12, с. 477].

Полулетальной дозой бихромата натрия (N2&2O7) для золотых рыбок (Carassius auratus) при 96-часовом воздействии оказалась концентрация 85,7 ± 4 ppm [21, с. 45-49]. Близкий родственник золотых рыбок - карп оказался более резистентным к токсическим свойствам бихромата калия. Для него полулетальной дозой при 96-часовом воздействии оказалась концентрация - 375,8 мг/л [16, с. 458]. Для других видов рыб полулетальные дозы бихромата калия ниже - для тропической рыбки змееголова (Channa punctatus) - 61,8 мг/л [15, с. 2], для большого индийского карпа (Labeo rohita) - 118 мг/л [19, с. 2],

Установлена мутагенность соединений хрома для рыб [14, с. 80]. Недельное пребывание золотых рыбок в воде с бихроматом натрия в концентрации, равной 5% (4,28 ppm,) от 96-часовой ЛД50 (85,7 ppm) вызывало статистически достоверное повышение частот повреждений ДНК в клетках печени и почек. Повышенные частоты повреждений ДНК наблюдали после недельного и 2-недельного пребывания в воде с таким же содержанием бихромата натрия. Более высокая концентрация бихромата натрия в воде, равная 10% (8,57 ppm) от 96-часовой ЛД50, (85,7 ppm) вызывала статистически достоверное повышение частот повреждений ДНК в клетках печени и почек золотых рыбок и после недельного, и после двухнедельного пребывания в растворе [21, с. 49].

Анализ частоты клеток с микроядрами является признанным методом изучения мутагенеза как в лабораторных экспериментах [2, с. 68-70; 3, с. 200-237], так и в природных популяциях [1, с.1000]. Тест признан ВОЗ и включён в «Руководство по краткосрочным тестам для выявления мутагенных и канцерогенных химических веществ» [7, с. 108-124]. Анализ опубликованных работ показывает, что не существует общепринятой продолжительности экспериментального воздействия солей металлов на рыб. Длительность воздействия растворов исследуемых металлов варьировала от 6 часов до 7 суток [18, с.37]. Мы анализировали генотоксические последствия 24-часовой экспозиции.

Результаты микроскопического анализа мазков крови карпов после воздействия различных концентраций хрома приведены в таблице 2. Так как объёмы выборок во всех вариантах опыта достаточно большие, то доверительные границы для вычисленных частот были во всех случаях ниже ±0,001% и поэтому, чтобы не загромождать таблицу, в ней не приведены.

Таблица 2

Результаты микроскопического анализа эритроцитов карпов после суточного воздействия семи различных

концентраций хрома (верхняя строка - абсолютные количества, нижняя строка - частоты (в %).

Концентрация ионов хрома, мг/л Всего изучено клеток Всего аномальных клеток В числе аномальных клеток

с микроядрами двуядер-ных в стадии амитоза с пузырящимися ядрами с лопастным ядрами с зазубренными ядрами

Контроль 19813 149 0,75 94 0,47 16 0,08 12 0,06 1 0,005 4 0,02 22 0,11

Продолжение таблицы 2

0,001 19204 167 97 19 16 9 6 20

0,87* 0,51 0,10 0,08 0,05* 0,03 0,10

0,05 19860 220 102 28 26 17 13 34

1,11* 0,51 0,14 0,13* 0,09* 0,07* 0,17

0,10 21823 283 116 26 41 27 28 45

1,30* 0,53 0,12 0,19* 0,12* 0,13* 0,21*

0,15 22580 424 1,88* 138 0,61 50 0,22* 54 0,24* 57 0,25* 53 0,23* 72 0,32*

0,20 20936 451 130 45 57 72 63 84

2,15* 0,62* 0,21* 0,27* 0,34* 0,30* 0,40*

0,25 22280 532 139 55 59 95 77 107

2,39* 0,62* 0,25* 0,26* 0,43* 0,35* 0,48*

0,40 20561 572 125 92 41 83 100 131

2,78 0,61 0,45* 0,20* 0,40* 0,49* 0,64*

* - звёздочкой отмечены частоты, статистически достоверно отличающиеся от соответствующей величины в контрольном варианте (P<0,05); доверительные границы рассчитанных частот во всех вариантах меньше ±0,001%.

При увеличении концентрации хрома с 0 до 0,25 мг/л в среде обитания рыб, частота клеток с микроядрами постепенно возрастает с 0,47% в контроле до 0,62% при концентрациях 0,20 и 0,25 мг/л и, незначительно снижается до 0,61% в варианте с максимальной (0,40 мг/л) концентрацией хрома.

Статистически достоверное увеличение частоты клеток с микроядрами наблюдается только у рыб, подвергнутых воздействию ионов хрома в концентрациях 0,20 и 0,25 мг/л. Снижение частоты клеток с микроядрами в варианте с максимальной концентрацией и соответствующее этому снижению отсутствие достоверности различий частоты клеток с микроядрами по сравнению с контролем можно объяснить возможным снижением частоты митотической активности клеток, подвергшихся воздействию хрома в столь высокой концентрации. Таким образом, повышение концентрации ионов хрома в воде до величины, равной 4 питьевым ПДК (0,20 мг/л) вызывает статистически достоверное увеличение частоты индуцированных микроядер в клетках периферической крови карпов. Концентрации хрома, равные 8 питьевым ПДК, возможно, ингибируют митотическую активность кроветворных клеток.

Частота двуядерных клеток при возрастании концентрации ионов хрома в воде от 0 (контроль) до 0,40 мг/л возрастала от 0,08% (в контроле) до 0,45%. Резкое и статистически достоверное увеличение частоты двуядерных клеток обнаруживалось при концентрациях ионов хрома 0,15 мг/л и более. Этот факт может быть косвенным подтверждением нарушения ионами хрома процессов митотического деления клеток.

Ещё одним доказательством нарушения шестивалентным хромом процессов митоза являются результаты анализа частот амитотически делящихся клеток. Из приведённых в таблице 2 данных следует, что при повышении концентрации хрома в среде обитания от 0 до 0,25 мг/л частота амитозов увеличивается с 0,06% до 0,26%, т.е. в 4,3 раза. Рост частоты амитотически делящихся клеток становится статистически достоверным уже при концентрации ионов хрома 0,05 мг/л. Частота амитозов при максимальной исследованной концентрации (0,40 мг/л) несколько снижается (до 0,20%), вероятно, из-за токсического ингибирования важных процессов метаболизма, обусловливающих митотическое деление клеток. Статистически достоверные различия от контроля при этом сохраняются.

«Пузырящиеся ядра» (blebbed nuclei) представляют собой морфологическую аномалию интерфазного ядра, проявляющуюся в образовании на ядерной оболочке структур, напоминающих пузыри, заполненные хроматиновым материалом. Результаты статистического анализа полученных данных свидетельствуют о высокой чувствительности этого показателя к воздействию хрома. Частота клеток с такими ядрами десятикратно возрастает с 0,005% в контроле до 0,05% - при концентрации ионов хрома 0,001мг/л. При дальнейшем повышении концентрации ионов металла, частота пузырящихся ядер постепенно возрастает, достигая 0,40% при концентрации хрома 0,40 мг/л. Поэтому во всех вариантах воздействия хрома различия индуцируемых им частот «пузырящихся» ядер от частоты аномалий в контроле были статистически достоверными.

_МЕЖДУНАРОДНЫЙ НАУЧНЫЙ ЖУРНАЛ «ИННОВАЦИОННАЯ НАУКА» №9/2016 ISSN 2410-6070_

Лопастные ядра (lobed nuclei) являются морфологической аномалией ядра, представляющей собой хорошо выраженные выпячивания кариоплазмы. Частота этих аномалий в крови контрольных рыб была равной 0,02%. При содержании рыб в воде с ионами хрома в концентрации равной рыбоводной ПДК (0,001 мг/л) повышение частоты данной аномалии было незначительным и статистически недостоверным. Однако с увеличением концентрации хрома до величины равной питьевой ПДК (0,005 мг/л), частота лопастных ядер возрастает в 3,5 раза и становится статистически достоверной. Увеличение концентрации ионов хрома в воде приводит к дальнейшему и статистически достоверному повышению частот лопастных ядер вплоть до 0,49% при концентрации хрома в 0,40 мг/л. Таким образом, содержание в воде ионов шестивалентного хрома в концентрациях, превышающих рыбоводную ПДК в 5 и более раз, вызывает статистически достоверное увеличение частоты клеток с лопастными ядрами.

Частота зазубренных ядер (notched nuclei) у рыб контрольного варианта составила 0,11%. Ионы хрома, в концентрациях равных рыбоводной (0,001 мг/л) и питьевой (0,05 мг/л) ПДК, не вызывали статистически достоверных изменений частот указанных аномалий. Однако уже двукратное превышение питьевой ПДК приводило к двукратному и статистически достоверному увеличению частоты клеток с зазубренными ядрами. Более высокие экспериментальные концентрации ионов хрома индуцировали такие аномалии с частотами, величины которых отличались от контрольной частоты в 3-6 раз и были статистически достоверны.

Все описанные выше аномалии ядер являются, вероятно, следствием единого комплекса процессов, происходящих в клетках рыб, подвергшихся воздействию избыточных количеств ионов шестивалентного хрома в среде обитания. По этой причине суммарная частота всех описанных нарушений может быть дополнительной характеристикой отклика клеток крови рыб на воздействие высоких концентраций хрома.

Статистический анализ показывает, что суммарная частота всех ядерных нарушений остаётся статистически достоверно не отличающейся от контрольной только при воздействии хрома в концентрации, равной рыбоводной ПДК (0,001 мг/л). Концентрация хрома, равная питьевой ПДК (0,05 мг/л) и все более высокие концентрации вызывают статистически достоверное увеличение частоты ядерных нарушений в клетках периферической крови рыб.

Полученные данные являются дополнительным подтверждением целесообразности столь строгой величины ПДК для рыбоводных водоёмов (0,001 мг/д) и основанием для рекомендаций пересмотра величины ПДК для питьевой воды и её уменьшению. Возможно, что критерием для установления ПДК ионов некоторых мутагенных металлов в водной среде следует избирать не токсикологические критерии, а мутагенные (генотоксические).

Вывод

Суточное пребывание карпов в воде, содержащей ионы хрома (VI) в концентрациях 0,05 мг/л и более, приводит к статистически достоверному увеличению частоты ядерных аномалий в эритроцитах рыб.

Список использованной литературы

1. Жулева Л.Ю., Дубинин Н.П. Использование микроядерного теста для оценки экологической обстановки в районах Астраханской области //Генетика. -1994. Т. 30, № 7. -С. 999-1004.

2. Ильинских Н.Н. и др. Использование микроядерного теста в скрининге и мониторинге мутагенов / Ильинских Н.Н., Ильинских И.Н., Некрасов В.Р. //Цитология и генетка. 1988. Т. 22, №1. -С. 67-72.

3. Крюков, В.И. Генетический мониторинг антропогенного загрязнения окружающей среды : дис... доктора биол. наук : 05.13.09 : защищена 19.05.2000 : утв. 08.09.2000 / Крюков Владимир Иванович. - Тула, ТулГУ, 2000. - 506 с. http://www.labogen.ru/50_bookcase/dis-doc_kryukov/index.html

4. Методические указания по проведению гематологического обследования рыб, 1999. Электронный ресурс: http://www.cap.ru/home/65/aris/bd/vetzac/document/201.html

5. Ноздрюхина Л.Р. Биологическая роль микроэлементов в организме животных и человека. -М.: Наука, 1977.184 с.

6. Петракович Г.Н. Биоэнергетические поля и молекулы-пьезокристаллы в живом организме //Вестник новых медицинских технологий. 1994. Т. 1, № 2. -С.29-31.

_МЕЖДУНАРОДНЫЙ НАУЧНЫЙ ЖУРНАЛ «ИННОВАЦИОННАЯ НАУКА» №9/2016 ISSN 2410-6070_

7. Руководство по краткосрочным тестам для выявления мутагенных и канцерогенных химических веществ //Гигиенические критерии состояния окружающей среды. Выпуск 51. Пер. с англ. -М.: Медицина: Женева: ВОЗ. 1989. -212 с.

8. Строчкова Л.С. О некоторых механизмах проникновения микроэлементов в клетку и их локализации //Успехи современной биологии, 1990. Т. 110, № 1(4). -С. 101-117.

9. Урбах В.Ю. Статистический анализ в биологических и медицинских исследованиях. -М.: Медицина, 1975.-295 с.

10.Abu Bakar S.N.N. et al. Genotoxic effect of zinc and cadmium following single and binary mixture exposures in tilapia (Oreochromis niloticus) using micronucleus test / S.N.N. Abu Bakar, A. Ashriya, A.S. Shuib, S.A. Razak // Sains Malaysiana 2014. V.43, №7. -P. 1053-1059.

11.Danks D.M., Camakaris J. Mutations affecting trace elements in humans and animals. A genetic approach to an understanding of trace elements //Adv. Hum. Genet. -1983. V. 13. -P. 149-216.

12.Hogendoorn-Roozemond A.S., et al. The influence of pH on the toxicity of hexavalent chromium to rainbow trout (Salmo gairdneri). / A.S. Hogendoorn-Roozemond, J.J. Tenholder, J.J. Stirk // Aquatic Pollutants-Transformation and Biological Effects; Proceedings of the Second International Symposium on Aquatic Pollutants; Oxford: Pergamon Press; 1977. -P. 477-478.

13.Jiraungkoorskul W. et al. Evaluation of micronucleus test's sensitivity in freshwater fish species. / W. Jiraungkoorskul, P. Kosai, S. Sahaphong, P. Kirtputra, J. Chawlab, S. Charucharoen. // Research Journal of Environmental Sciences, 2007. V. 1. № 2. -P.56-63.

14.Krishnaja A.P., Rege M.S. Induction of chromosomal aberrations in fish Boleophthalmus dussumieri after exposure in vivo to mitomycin C and heavy metals mercury, selenium and chromium. // Mutat. Res. 1982. V. 102, № 1. -P. 71-82.

15.Kumar P. et al. Genotoxic and mutagenic assessment of hexavalent chromium in fish following in vivo chronic exposure / Pavan Kumar, Ravindra Kumar, Naresh Sahebrao Nagpure , Prakash Nautiyal, Anurag Dabas , Basdeo Kushwaha, Wasir Singh Lakra // Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal, 2012. V. 18, № 4. http://www.tandfonline.com/doi/abs/10.1080/10807039.2012.688713

16.Kumar P. et al. Genotoxicity and antioxidant enzyme activity induced by hexavalent chromium in Cyprinus carpio after in vivo exposure Pavan Kumar, Ravindra Kumar S Naresh S. Nagpure, Prakash Nautiyal, Basdeo Kushwaha, Anurag Dabas // Drug and Chemical Toxicology 2013. Volume 36, № 4. -P. 451-460. Электронный ресурс: http://www.tandfonline.com/doi/abs/10.3109/01480545.2013.776581

17.Manna G.K., Sadhukhan A. Use of cell of gill and kidney of tilapia fish in micronucleus test//Curr. Sci. (India). 1986. V.55, № 10. -P. 498-501.

18.Marques A.E. Comparado entre contagens de eritrocitos periféricos pelo teste do micronúcleo písceo em Astyanax fasciatus submetida a contaminado por sulfato de cobre -Curitiba (Brasil): Universidade Federal do Paraná. 2011. -37 p.

19.Nagpure N.S. et al. Assessment of genotoxic and mutagenic potential of hexavalent chromium in the freshwater fish Labeo rohita (Hamilton, 1822) / Naresh Sahebrao Nagpure, Rashmi Srivastava, Ravindra Kumar, Basdeo Kushwaha, Satish Kumar Srivastava, Pavan Kumar, and Anurag Dabas // Drug and Chemical Toxicology http://informahealthcare.com/dct ISSN: 0148-0545 (print), 1525-6014 (electronic), Электронный ресурс: https://www.academia.edu/9253428/Assessment_of_genotoxic_and_mutagenic_potential_of_hexavalent_chromiu m_in_the_freshwater_fish_Labeo_rohita_Hamilton_1822

20.Ray J., Brown M.W., Solbe J.F. Metallothionein gene expression and cadmium toxicity in freshwater fish //Metallothionein 2: Proc. 2nd Int. Meet. Metallothionein and Low Mol. Weight Metal-bind. Proteins, Zürich, Aug. 21-24, 1985. Basel; Boston. 1987 -P. 627-630.

21.Velma V., Tchounwou P.B. Oxidative stress and DNA damage induced by chromium in liver and kidney of goldfish, Carassius auratus // Biomarker Insights. 2013. V.8. -P. 43-51.

© Крюков В.И., Климов А.Л., Красова Н.В., 2016