У нас уже 176407 рефератов, курсовых и дипломных работ
Заказать диплом, курсовую, диссертацию


Быстрый переход к готовым работам

Мнение посетителей:

Понравилось
Не понравилось





Книга жалоб
и предложений

 





Название Оценка воздействия кадмия, цинка, свинца на выживаемость предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса и перспективы ик использования как тест-о5ъектов
Количество страниц 109
ВУЗ МГИУ
Год сдачи 2010
Бесплатно Скачать 24444.doc 
Содержание ОГЛАВЛЕНИЕ

ВВЕДЕНИЕ...4

Глава 1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ...9

1.1. Мониторинг загрязнения окружающей среды...9

1.2. Биотестирование как метод оценки токсичности веществ и загрязнения морской среды...11

1.2.1. Обоснование целей и задач биотестирования...16

1.2.2. Краткое описание некоторых основных характеристик биотестов...19

1.2.3. Использование предличинок рыб в токсикологических экспериментах...24

1.2.4. Летальные концентрации веществ как типичные токсикологические параметры...28

1.2.5. Особенности применения биотестов в морской среде...29

1.3. Кадмий, цинк, свинец: содержание в воде и токсичность...31

1.4. Математические методы обработки информации при биотестировании...40

Глава 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ...42

2.1. Тест-объекты...42

2.2. Условия сбора и лабораторного содержания предличинок рыб ...46

2.3. Методы приготовления рабочих растворов токсикантов...47

2.4. Методы проведения острых токсикологических экспериментов .. .48

2.5. Методы статистической обработки результатов...51

Глава 3. ДЕЙСТВИЕ КАДМИЯ, ЦИНКА И СВИНЦА НА ВЫЖИВАЕМОСТЬ

ПРЕДЛИЧИНОК РЫБ...53

3.1. Действие кадмия на выживаемость предличинок рыб...53

3.2. Действие цинка на выживаемость предличинок рыб...65

3.3. Действие свинца на выживаемость предличинок рыб...77

Глава 4. СРАВНИТЕЛЬНАЯ ТОКСИКОРЕЗИСТЕНТНОСТЬ ГИДРОБИОНТОВ К ДЕЙСТВИЮ МЕТАЛЛОВ...89

4.1. Сравнительная токсикорезистентность гидробионтов к воздействию кадмия...90

4.2. Сравнительная токсикорезистентность гидробионтов к воздействию цинка...93

4. 3. Сравнительная токсикорезистентность гидробионтов к воздействию

свинца...97

Глава 4. СРАВНИТЕЛЬНЫЙ АНАЛИЗ ТОКСИЧНОСТИ Cd, Zn, Pb И СОДЕРЖАНИЯ ЭТИХ МЕТАЛЛОВ В ПРИБРЕЖНЫХ ВОДАХ

ПРИМОРЬЯ...100

ВЫВОДЫ...107

ЛИТЕРАТУРА...109

Введение



ВВЕДЕНИЕ

Общепризнанно, что одним из основных негативных результатов хозяйственной деятельности человечества является загрязнение окружающей среды. В условиях интенсивного промышленного производства и сельского хозяйства, сопряженных с увеличением источников загрязнения и объемами сбрасываемых сточных вод, со всей серьезностью стоит задача изучения и оценки токсического влияния поллютантов на биоту (Помазовская, Дубровина, Флинк, 1990). Резкие колебания естественных экологических факторов, стремительное распространение нового мощного экологического фактора - антропогенного загрязнения - вызывают чрезвычайные напряжения приспособительных механизмов всех уровней организации живого, что все чаще приводит к необратимым повреждениям и гибели биосистем (Путинцев, 1990). Существенная роль при оценке качества морской среды и состояния ее обитателей принадлежит биотестированию (Патин, 1979, 2001; Cairns, 1981; Филенко, 1989; Лукьяненко, Карпович, 1989; Крайнюкова, 1990; Методологическое руководство..., 1991; Тюрин, Христофорова, 1995; Лукьяненко, 1998). Зарубежный опыт использования методов токсикологического анализа в системе оценки качества воды, значительные достижения отечественных ученых в области разработки биотестов свидетельствуют о целесообразности и возможности применения биотестирования в нашей стране (Васьковец, Крайнюкова, 1990; Патин, 2001).

Устойчивость живых организмов к воздействию неблагоприятных факторов в значительной степени зависит от особенностей биологии вида, в том числе их размеров, этапов и стадий развития (Никольский, 1974; Кушинг, 1979; Патин, 1979; Жирмунский, Кузьмин, 1990). Обычно наиболее

уязвимы к загрязнению и другим изменениям условий окружающей среды мелкие гидробионты. К ним относится планктон, в том числе икра и личинки промысловых объектов. Минимальные размеры, а, следовательно, и наибольшая удельная поверхность контакта с окружающей средой, являются одной из причин их пониженной устойчивости к неблагоприятным воздействиям. Низкая резистентность на ранних стадиях онтогенеза, кроме того, связана со спецификой интенсивности протекания морфофизиологических и биохимических процессов в быстро развивающемся организме. Очевидно, что водная среда в первую очередь оказывает определяющее влияние на жизнедеятельность эмбрионов и личинок, не обладающих еще развитыми защитными системами (Патин, 1979).

В то же время численность поколения определяется в основном именно условиями выживания икры и личинок рыб на ранних стадиях развития (Дехник, Расе, 1987), поскольку именно на ранних стадиях развития действуют факторы, имеющие первостепенное влияние на формирование численности поколений популяций (Wang, Houde, 1995). Максимальная смертность, по мнению Д.Х. Кушинга (1979) происходит в период дрейфа личинок. В некоторых случаях численность поколения определенных видов рыб может зависеть от абиотических условий, например от выноса личинок в районы, где температура, соленость и другие физико-химические параметры, в том числе загрязнение, неблагоприятны для выживания. Развитие икры и личинок, несомненно, обуславливается целым рядом абиотических и биотических факторов, и тем не менее многочисленные данные полученные в последнее время по целому ряду объектов, свидетельствуют о том, что среди их множества лишь немногие являются лимитирующими в конкретной ситуации (Степаненко, 1983).

Существенную опасность для биоты представляют такие широко распространенные и весьма токсичные загрязнители как тяжелые металлы (Ковековдова, 1993; Tkalin, Belan, Shapovalov, 1993, Христофорова, Шулькин, Кавун, 1994; Челомин, Бельчева, Захарцев, 1998; Long, Field, MacDonald, 1998; Ващенко, 2000; Шулькин, 2000; Лукьянова 2001). Специалистам хорошо известна повышенная уязвимость к их воздействию эмбрионов и личинок рыб (Патин, 1979; Методы исследований..., 1985). Поэтому проблема выявления и изучения приспособляемости и устойчивости гидробионтов к действию возрастающих концентраций тяжелых металлов во внешней среде, в условиях прогрессирующего антропогенного воздействия на гидросферу приобретает сугубо практическое значение.

Данная работа посвящена предличинкам рыб, обитающих в морских водах дальневосточного региона, расположенного в зоне Тихоокеанского рудного пояса, металлогеническая специализация которого (Sn, Pb, Zn и сопутствующие им As, Ag, Sb, Cd), в силу природных особенностей, проявляется в водотоках и прибрежных морских водах (Христофорова, Шулькин, Кавун и др., 1994). Кадмий, цинк и свинец являются одними из приоритетных микроэлементов терригенных стоков, оказывающих дополнительную нагрузку на прибрежные экосистемы вместе с высоким антропогенным воздействием. Таким образом, при выборе металлов для изучения мы исходили из металлогенической специализации района и характера природных и техногенных стоков.

Цель и задачи работы.

Целью настоящего исследования явилась оценка токсического воздействия кадмия, цинка и свинца на предличинок массовых, широко распространенных в дальневосточных морях России промысловых видов рыб - длиннорылой камбалы (Limanda punctatissima punctatissima) и японского анчоуса (Engraulis japonicus).

Для достижения намеченной цели необходимо было решить следующие задачи:

1. Разработать способ оценки токсичности тяжелых металлов с помощью предличинок морских видов рыб.

2. Сравнить устойчивость предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса, используя одинаковые критерии токсичности, и выявить наиболее уязвимый вид для каждого металла.

3. Определить расчетные значения максимальных недействующих концентраций кадмия, цинка и свинца, не вызывающих гибель предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса

4. Оценить возможность использования выбранных тест-объектов при установле нии предельно допустимых концентраций (ПДК) и ориентировочно безопасных уровней воздействия (ОБУВ) загрязняющих веществ для морских вод.

5. Сравнить полученные максимальные недействующие концентрации металлов с уровнями их содержания в прибрежных водах Приморья (Японское море).

Научная новизна:

1. Разработан и апробирован способ оценки токсичности тяжелых металлов, позволяющий получать достоверные результаты о воздействии экстремальных факторов среды на выживаемость рыб в период раннего постэмбрионального развития.

2. Установлены максимальные недействующие концентрации кадмия, цинка и свинца для предличинок данных видов рыб. Определен менее устойчивый объект для каждого металла.

3. Исследована и обоснована возможность применения новых тест-объектов: предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса при разработке региональных ПДК и ОБУВ загрязняющих веществ.

По теме работы получены два патента РФ (№ 2215290, № 2220415).

Практическое значение работы: Полученные результаты могут быть использованы при определении и решении конкретных практических задач:

1. Предложен новый способ оценки токсичности загрязнителей вод, с использованием предличинок морских рыб — длиннорылой камбалы и японского анчоуса, позволяющий достоверно определять и сравнивать токсичность тяжелых металлов.

2. Благодаря новым низкоустойчивым тест-объектам проведено сравнение токсичности различных загрязняющих веществ в водах дальневосточных морей в 96-часовых экспериментах при использовании 150-ти предличинок.

3. Предлагаемые новые тест-объекты могут быть успешно использованы при установлении региональных ПДК и ОБУВ загрязняющих веществ для морских вод, а так же при оценке пригодности отдельных морских районов для развития личинок данных видов рыб.

Защищаемые положения:

1. Максимальные недействующие на предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса концентрации кадмия, цинка, свинца ниже ПДК этих металлов для рыбохозяйственных водоемов РФ в 25, 10 и 25 раз соответственно. Предличинки длиннорылой камбалы и японского анчоуса являются низкоустойчивыми тест-объектами и перспективными при разработке региональных ПДК и ОБУВ загрязняющих веществ для морских вод.

2. Значения максимальных недействующих концентраций кадмия, цинка, свинца для предличинок длиннорылой камбалы и японского анчоуса выше уровня их содержания в морских водах Приморья, за исключением наиболее загрязненных акваторий (б. Рудная, б. Находка (зал. Находка), внутренние районы зал. Посьета, и некоторые другие акватории залива Петра Великого), следовательно в большинстве случаев изученные

тяжелые металлы не способны оказывать отрицательного влияния на

выживаемость предличинок данных видов рыб.

Автор искренне благодарен д.б.н., профессору Н.К. Христофоровой, д.б.н., вед.н.с. О.Н. Лукьяновой и к.б.н., ст.н.с. Л.Т. Ковековдовой за критический анализ работы, ценные советы и консультации, к.б.н., н.с. М.В. Симоконь за определение концентраций тяжелых металлов в испытуемых растворах. Автор признателен научным руководителям д.б.н., директору ХоТИНРО В.А. Беляеву и к.б.н., ст.н.с. С.А. Черкашину, заведующему, к.б.н. В.В. Щеглову и сотрудникам лаборатории прикладной экологии и токсикологам "ТИНРО-Центр" за поддержку и научное сотрудничество.

Глава 1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ 1.1. Мониторинг загрязнения окружающей среды

Вопросами, связанными с негативным воздействием на природу, в частности, с загрязнением окружающей среды, занимаются различные науки: физика, химия, биология, экономика и т.д. Однако разносторонность и масштабность данной проблемы потребовала объединения их усилий. Возникла потребность в организации специальной информационной системы - системы наблюдений, анализа и прогнозов состояния окружающей среды, а в первую очередь загрязнений и эффектов вызываемых ими в биосфере. Так зародилось новое направление в исследовании биосферы - мониторинг антропогенных изменений, предназначенный выявлять критические ситуации, а также обнаруживать критические факторы воздействия, с целью их ослабления и последующего предотвращения (Израэль, 1984).

Общая концепция целей и задач мониторинга широко освещены в литературе (Герасимов, Израэль, Соколов, 1976; Гасилина, Ровинский, 1977;

10

Симонов, 1977; Израэль, Цыбань, 1982; Бурдин, 1982, 1985; Израэль, 1984; Патин, 2001), однако в организации мониторинга имеется ряд вопросов дискуссионного характера. Следует отметить, что существует два основных подхода к организации мониторинга и попытки объединить их, которые, не вдаваясь в различия, способны привести не только к терминологической, но даже и к предметной путанице (Израэль, 1974, 1977, 1984; Федоров, 1975).

Первая концепция, основана на рассмотрении взаимодействий живой и косной материи на уровне экосистемы получила название экологического шшиторинга (Израэль, 1974, 1984), который в свою очередь, подразделяется на мониторинг абиотической составляющей экосистемы и биологический мониторинг, предоставляющий информацию о состоянии биоты. Необходимо отметить, что в мониторинг абиотической составляющей входит мониторинг источников загрязнения (Израэль, 1984). Способ, которым выделяются критические ситуации и критические факторы среды, является сопоставлением данных, полученных о живой и неживой составляющих биосферы (Израэль, 1974, 1977, 1984).

Вторая концепция получила название биологический мониторинг. Предметом биологического мониторинга являются биологические системы, а так же факторы среды, воздействующие на них. При этом значимым представляются не загрязнения или нарушения среды сами по себе, а разносторонние биологические отклики, вызванные в живых системах изменениями внешней среды. Единовременная регистрация показателей воздействующего начала и биологического отклика обеспечивает возможность сопоставления полученной информации от наблюдений, и характеризует состояние биосферы как целостной системы, позволяя при этом осуществлять обоснованные прогнозы (Федоров, 1975).

11

1. 2. Биотестирование как метод оценки токсичности веществ и загрязнения морской среды

Исследование реакций организмов на действие токсикантов чаще всего осуществляется в экспериментальных условиях на тест-организмах. Тест-организмы - это высокочувствительные организмы, широко представленные в определенных географических зонах, играющие существенную роль в пищевых цепях, которые можно успешно культивировать в лабораторных условиях (Христофорова, 1989; Дятлов, 2000). Выбор тест-объектов обусловлен также легкостью наблюдения за ними в эксперименте или их непосредственной экономической целесообразностью (Израэль, Цыбань, 1981; Кладас, Галкина, 2000; Черкашин, 2001). В отличие от организмов, наблюдение за которыми проводят в природных условиях, тест-организмы содержатся в лабораториях, обладают высокой чувствительностью к определенным токсикантам, причем в качестве основного критерия их реакции на загрязнение используется показатель смертности (Патин, 1979,2001; Филенко, 1989).

Я.Л. Айверсон (1979) выразил мнение, что единственным и самым удачным критерием токсичности является концентрация токсиканта, вызывающая при непосредственном воздействии гибель 50% особей. Четырехдневная (96 ч) полулетальная концентрация (ЛК5о/96) - основной тест острой токсичности принятый международными природоохранными организациями (FAO/UNEP, 1985).

Еще в конце XIX-го века родилась и была осуществлена идея использования для оценки качества водной среды показателя - выживания или гибели рыб. В 1885 г. М. Мак Дональд поместил результаты исследований токсического воздействия стоков аммонийного завода на молодь сельди в бюллетене Рыбной комиссии США (Дудоров, 1979).

12

А шесть лет спустя, в 1891 г., русский ихтиолог О.А.Гримм использовал метод экспериментальной оценки токсичности нефти на рыб, который в дальнейшем был назван «методом рыбной пробы» (Никитинский, Долгов, 1913; Лукьяненко, 1983). Метод получил широкое распространение и за рубежом и, вследствие простоты и удобства, он до сих пор остается основным для установления факта токсичности. Недостатком метода «рыбной пробы» является необходимость длительного периода адаптации рыб к лабораторным условиям содержания (15 - 20 сут), которая сама по себе является стрессом (Kinne, 1981).

Методы, предложенные в 1939 г..профессором С.Н. Скадовским (цит. по Гусев, 1975) и разработанные его последователями (Строганов, 1940; Лесников, 1975), основаны на изучении закономерностей влияния токсичных веществ на рост, размножение, обмен веществ, плодовитость рыб и др. Эти методы позволили определить более низкие концентрации веществ, оказывающие вредные влияния, чем при методе «рыбной пробы». Н.С. Строганов (1940; 1974) на основании многолетних наблюдений и экспериментов отмечал, что у рыб в первую очередь происходят существенные изменения в развитии и функционировании репродуктивной системы, а именно:

а) изменяются сроки, продолжительность и места нереста,

б) наблюдается массовая гибель икры из-за резкого изменения экологических факторов, в том числе загрязнения токсикантами, вследствие нарушения естественного полового цикла, изменения в ритме размножения, асинхронности роста ооцитов, а так же массовой резорбции икры.

С тех времен процедура биотестирования претерпела значительные изменения. В настоящее время при оценке качества морской среды и состояния ее обитателей биотестированию уделяется все большее внимание, как методическому приему, который используется для определения действия загрязняющих веществ на живые организмы в экспериментальных

13

условиях. При этом регистрируются изменения каких-либо биологических или физиолого-биохимических показателей исследуемого объекта по сравнению с контролем. Сегодня под биотестом понимается система или определенный набор взаимосвязанных элементов, состоящий из трех основных частей:

1. тест-объекта, который подвергается соответствующему воздействию со стороны экспериментатора;

2. метода или набора методов для регистрации (фиксации) исследуемой реакции или характеристики (тест-функции);

3. математического метода обработки информации (Короленко, 1981; Брагинский, Величко, Щербань, 1987).

Преимущества биотестирования перед различными аналитическими методами контроля качества водной среды стали все более осознаваться общественностью и ведомствами, осуществляющими контроль за состоянием окружающей среды (Брагинский, Береза, Биргер и др., 1979; Флеров, 1983; Евгеньев, 1999; Дятлов, 2000). В основном они сводятся к следующему:

1. Наличие загрязнителя в воде еще не означает ее токсичность, поллютант должен быть биологически доступен (Pavlov, Dexter, Mayer et al, 1977; Muramoto, 1983; Флеров, 1983; Христофорова, 1989; Тюрин, Примак, Перепелятников и др., 1994; Лукьянова, 2001).

2. Гидрохимические методы не оценивают взаимодействие токсикантов и не способны определять оценку их совокупной токсичности (Израэль, 1984; Брагинский, 1983; Флеров, 1983; Криволуцкий, Шаланки, Гусев, 1991).

3. Количество разнообразных химических веществ, которые занесены в разряд загрязнителей и наличие которых должно контролироваться с помощью ПДК достигает 4-5 тыс. (Лукьяненко, 1998) Только малая

14

доля из них может быть определена методами аналитической химии (Айвазова, Усов, Соколова, 1983; Лукьяненко, 1998; Дятлов, 2000).

4. Длительность определения ПДК загрязняющих веществ химико-аналитическим методом приводит к отставанию темпов нормирования токсикантов от темпов внедрения в практику новых веществ (Израэль, Цыбань, 1982; Филенко, 1983; Лукьяненко, 1998).

5. Чувствительность методов биотестирования значительно выше чувствительности аналитических методов (Филенко, 1983; Евгеньев, 1999).

6. Использование биотестирования позволяет существенно сократить объем регулярно выполняемых химических анализов.

Кроме того, даже самая полная информация о токсикантах в водоеме не позволяет оценить их потенциальную опасность для отдельных организмов и экосистем. Реакция организмов, популяций и сообществ, возникающая в ответ на вмешательство в процессы функционирования "живого вещества" (Вернадский, 1980), позволяет наглядно оценить экологические эффекты и биологические последствия изменений химического состава морских и океанических вод (Израэль, Цыбань, 1982).

Необходимо отметить, что кроме противопоставления биотестирования гидрохимическим методам анализа, есть примеры успешного синтеза двух данных подходов для оценки состояния водной среды (Shriner, 1978; Уолш, Гарнас, 1980; Вейдеман, Черкашин, Щеглов, 1987; Черкашин, Щеглов, Вейдеман, 1988; Бакаева, Бакаев, Игнатова, 2002; Дятлов 2000). Но, несмотря на это, токсикологические методы являются основой для определения ПДК вредных веществ в рыбохозяйственных водоемах, а также для испытания токсичности веществ искусственного синтеза (Флеров, 1983; Веселов, 1984; Васенко, 1988; Cairns, 1980; FAO/UNEP, 1985; Методические указания..., 1998).

15

В настоящее время опыты по установлению ПДК ведутся на разнообразных организмах основных звеньев трофической цепи, обладающих различной чувствительностью к токсичным веществам, которые позволяют выявить наиболее слабое биологическое звено среди испытуемых гидробионтов (Гусев, 1975; Лесников 1979; Майер, Мерл Шоттгер, 1981; Крайнюкова, 1988; Методические указания..., 1998; Евгеньев, 1999; Черкашин, 2001 и др.).

Максимальную недействующую концентрацию токсиканта для наименее устойчивого биологического звена среди испытуемых организмов принимают за предельно допустимую концентрацию вещества (Гусев, 1975; Израэль, 1979, Методические указания..., 1998 и др.).

Следовательно, чувствительности или устойчивости тест-организмов должно быть уделено главное значение при разработке ПДК и биотестировании природных вод, так как точность определения токсичности «безвредных» концентраций и ПДК полностью зависит от степени чувствительности применяемых методов. В 1978 г. П.Г. Светлов сформулировал теорию критических периодов, которая гласит, -«...В развитии, как целого организма, так и отдельных органов есть критические периоды, которые являются узловыми точками развития. Они совпадают с периодами окончательной детерминации каждой фазы морфогенеза. По отношению к воздействию факторов среды в эти периоды, развивающиеся организмы оказываются особенно высоко реактивными» (Светлов, 1978, стр. 224). Соответственно первостепенную важность представляет собой изучение действия токсических веществ_ именно на критические периоды развития организма^

Несмотря на множество проведенных исследований, общепринятых методов биотестирования в нашей стране не существует. Опубликованные биотесты стран СЭВ, по мнению отечественных токсикологов, недостаточно совершенны и невозможны для принятия их как стандартных (Флеров, 1983;

,,.,я Aj 'c)./,(>hV-«' TOXLU <0 ^'"$0 . &? 1*У Jt^t С f>'*i'C

16

Крайнюкова,1988,1990). До сих пор такие важные вопросы, как определение целей и задач биотестирования и определение области применения биотестов, являются дискуссионными (Лукьяненко, 1998; Черкашин, 2001).

1.2. 1. Обоснование целей и задач биотестирования

Одно из наиболее авторитетных определений биотестирования было дано в докладе Временной научно-технической комиссии «О современном состоянии и перспективах развития научно-исследовательских работ по биотестированию природных и сточных вод»: «Под биотестом понимается оценка (испытание) в строго определенных условиях действия вещества или комплекса веществ на водные организмы путем регистрации изменений того или иного биологического (или физиолого-биохимического) показателя исследуемого объекта по сравнению с контролем»

(цит. по Б.А. Флерову, 1983). Однако широта данного определения позволяет подвести под задачи биотестирования почти все вопросы экспериментальной водной токсикологии, включающие все уровни организации живого. Поэтому, по мнению К.С Бурдина (1985), биотестирование должно включать в себя:

1. Изучение зависимости доза-эффект на живых организмах;

2. Изучение порога реакции на генетическом, клеточном, организменном и биоценотическом уровнях; зависимость продолжительности жизни от дозы вещества, влияние на плодовитость и потомство;

3. Изучение механизмов токсичности.

Взаимодействие среды и живых систем можно определять на различных уровнях биологической организации (Евгеньев, 1999). Например, встречаются предложения о еще большем расширении понятия биотестирования и включении в его задачи исследований

17

надорганизменного уровня. В качестве тест-объектов в этом случае предполагается использовать искусственные лабораторные экосистемы, экспериментальные пруды и изолированные участки естественных экосистем (Веселов, 1957; Строганов, Филенко, Лебедева, и др., 1983; Виноградов, Маврин, Коренева и др., 1991). На организменном уровне слежение за средой возможно по устойчивости или чувствительности к повреждающим воздействиям, по отдельным физиологическим функциям, по протеканию онтогенеза, по поведенческим реакциям и т.п. (Федоров, 1970; 1974; Израэль, 1984; Бурдин, 1985; Черкашин, 1986; Терновенко, 1989; Черкашин, 2001).

Подходы к анализу состояния среды различаются в той мере, в которой дифференцируются ауто- и синэкологические исследования, т.е. в зависимости от уровней организации биологических систем (Одум, 1975; Рикфлес, 1979). Для современного состояния водной токсикологии характерно доминирование аутоэкологического подхода, при котором основное внимание уделяется токсическим эффектам на уровне организма, характеристикам выживаемости особей (особенно промысловым гидробионтам и их кормовым объектам) и физиолого-биохимическим изменениям в них в зависимости от дозы и длительности остротоксического воздействия в эксперименте (Лукьяненко, 1998; Черкашин, 2001).

Однако основными задачами биотестирования большинство исследователей считают оценку качества природных и сточных вод (Лесников, 1983а; Флеров, 1983; Соколова, Айвазова, 1983; Строганов, Филенко, Лебедева и др., 1983; Побегайло, Новосадова, 1983; Колупаев, 1983; Бейм, 1986; Лукьяненко, Карпович, 1989; Евгеньев, 1999). Еще одной задачей биотестирования является оценка качества потребляемой воды. В Голландии все водозаборы снабжены устройствами для контроля воды, которые для оценки ее качества используют реакции живых организмов (Смит, 1979). Необходимость использования биотестов для
Список литературы
Цена, в рублях:

(при оплате в другой валюте, пересчет по курсу центрального банка на день оплаты)		 1425
Скачать бесплатно 24444.doc 





Найти готовую работу


ЗАКАЗАТЬ

Обратная связь:


Связаться

Доставка любой диссертации из России и Украины

Вход для партнеров

Регистрация

Восстановить доступ

Материал для курсовых и дипломных работ


Ссылки:

Выполнение и продажа диссертаций, бесплатный каталог статей и авторефератов

Счетчики:

Besucherzahler
счетчик посещений

© 2006-2022. Все права защищены.
Выполнение уникальных качественных работ - от эссе и реферата до диссертации. Заказ готовых, сдававшихся ранее работ.