Активность бутирилхолинэстеразы рыб как показатель загрязнения водной среды фосфорорганическими и карбаматными соединениями

• Автор: Желнин, Юрий Юрьевич
• Шифр специальности: 03.00.18
• Научная степень: Кандидатская
• Год защиты: 1999
• Место защиты: Борок
• Количество страниц: 152 с. : ил.

- 2 -ОГЛАВЛЕНИЕ

Условные обозначения
ВВЕДЕНИЕ
ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ ГЛАВА 1. ХАРАКТЕРИСТИКА ХОЛИНЭСТЕРАЗ
1.1. Типы холинэстераз, их свойства, функции, локализация и идентификация
1.2. Холинэстеразы рыб
ГЛАВА 2. ВЛИЯНИЕ ФАКТОРОВ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ НА АКТИВНОСТЬ
ХОЛИНЭСТЕРАЗ РЫБ
2.1. Действие естественных экологических факторов и манипуляций с рыбой
2.2. Действие неантихолинэстеразных соединений
2. 3. Действие фосфорорганических и карбаматных
ингибиторов
ЗАКЛЮЧЕНИЕ ПО ОБЗОРУ ЛИТЕРАТУРЫ
ГЛАВА 3. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
3.1. Объекты
3. 2. Методы исследования
РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЯ ГЛАВА 4. АКТИВНОСТЬ БУТИРИЛХОЛИНЭСТЕРАЗЫ В ОРГАНАХ И ТКАНЯХ
РАЗЛИЧНЫХ ВИДОВ РЫБ
ГЛАВА 5. СЕЗОННАЯ ДИНАМИКА АКТИВНОСТИ БУТИРИЛХОЛИНЭСТЕРАЗЫ В РАЗЛИЧНЫХ ОРГАНАХ И ТКАНЯХ ПЛОТВЫ
(Rutilus rutilus (L.)). ,
ГЛАВА 6. ВЛИЯНИЕ ДДВФ И ПРОЗЕРИНА НА БУТИРИЛХОЛИНЭСТЕРАЗУ
РЫБ В ОПЫТАХ in vitro
ГЛАВА 7. ДЕЙСТВИЕ ДДВФ НА БУТИРИЛХОЛИНЭСТЕРАЗУ ТКАНЕЙ РЫБ
В ОПЫТАХ in vivo
ГЛАВА 8. ОСОБЕННОСТИ ОПРЕДЕЛЕНИЯ АКТИВНОСТИ БУТИРИЛХОЛИНЭСТЕРАЗЫ В ПЛАЗМЕ КРОВИ РЫБ
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
ВЫВОДЫ
ПРАКТИЧЕСКИЕ РЕКОМЕНДАЦИИ
ЛИТЕРАТУРА

УСЛОВНЫЕ ОБОЗНАЧЕНИЯ
ATX - ацетилтиохолин (иодид);
АХ - ацетилхолин;
АХЭ - ацетилхолинэстераза (ацетилгидролаза ацетилхолинов,
КФ 3.1.1.7);
БзХ - бензоилхолин;
БуТХ - бутирилтиохолин (иодид);
БуХ - бутирилхолин;
БуХЭ - бутирилхолинэстераза (ацилгидролаза ацилхолинов,
КФ 3.1.1.8);
ВБ - водорастворимый белок;
ДДВФ - О, 0-диметил-0-(2, 2-дихлорвинил)фосфат;
ДТНБ - 5, 5-дитиобис-2-нитробензойная кислота;
ИФА - индофенилацетат;
Карбаматы - соединения, производные карбаминовой кислоты;
Кт - константа Михаэлиса, М;
Kjj - бимолекулярная константа скорости ингибирования
фермента, моль’1 *л*мин"1;
МеХ - ацетил-р-метилхолин;
ПАУ - полиароматические углеводороды;
Прозерин - N-(мета-диметилкарбамоилоксифенил)-триметиламмоний метилсульфат;
ПрТХ - пропионилтиохолин;
ПрХ - пропионилхолин;
ТМ - тяжелые металлы;
ФОИ - фосфорорганические ингибиторы;
ФОС - фосфорорганические соединения;
ХОС - хлорорганические соединения;
ХЗ - холинэстераза;
р150 - обратный десятичный логарифм концентрации
ингибитора, угнетающей активность фермента на 50%.

ВВЕДЕНИЕ
Сохранение качества водной среды - острая и актуальная проблема современности. Большой вклад в ее решение вносит как гидробиология в целом, так и водная токсикология в частности. В последние годы заметно усилилась прикладная направленность исследований в этих областях, связанная с разработкой и внедрением в природоохранную практику современных методов биологического контроля и нормирования качества природных и сточных вод.
Известно, что на начальных этапах воздействие пестицидов на организм животных проявляется на уровне нарушения отдельных звеньев метаболизма и, в частности, функционирования тех или иных ферментов, регулирующих протекание многочисленных реакций обмена веществ. Важной практической задачей современной гидробиологии является разработка экспрессных методов, позволяющих с высокой избирательностью и разрешающей способностью определять загрязнение водной среды различными соединениями в низких концентрациях, не вызывающих видимых симптомов отравления гидробионтов и не регистрируемых обычными химико-аналитическими методами.
Одними из наиболее широко используемых во всем мире и часто попадающими в водоемы пестицидов являются фосфорорганические соединения (ФОС). Все более широкое применение в сельском хозяйстве находят и карбаматы (Мартыненко и др., 1992). Показано, что эти соединения обладают специфическим антихолинэстеразным действием (О’Брайн, 1964; Олдридж, 1972).
Молекулярные механизмы воздействия ФОС и карбаматов на холин-эстеразы (ХЭ) изучены достаточно полно. Активность этих ферментов давно используется в качестве показателя отравления млекопитающих и человека антихолинэстеразными веществами (О'Брайн, 1964; Франке, 1973). Для оценки загрязнения воды и отравления рыб данными

снижение активности АХЭ мозга у молодых особей наблюдалось при всех исследованных сроках воздействия, а у взрослых - лишь через 72 ч (Dutta et al., 1995). Время восстановления активности ХЭ обратно пропорционально концентрации ингибиторов, времени экспозиции и степени угнетения ХЭ. При этом оно не одинаково для разных видов, разновозрастных особей, различных тканей одного и того же вида и зависит от природы и структуры как непосредственно фермента, так и токсиканта, а также скорости синтеза самого фермента в ткани (Weiss, 1958; 1961; О’Врайн, 1964; Олдридж, 1972; Post, Le-asure, 1974; Wallace, Herzberg, 1988; Bashamohideen, Sailbala, 1989; Wei H. van der, Welling, 1989'; Morgan et al., 1990 и др.). Между содержанием антихолинэстеразных токсикантов в тканях рыб и степенью подавления активности ХЭ в них существует достоверная положительная корреляция (Macek et al., 1972; Lockhart et al., 1973; Cook et al., 1976; Doe et al., 1988; Horsberg et al., 1989; De Bruijin et al., 1991; Keizer et al., 1991; Martinez et al., 1994). Восстановление активности ферментов начинается только после прекращения действия антихолинэстеразных препаратов. Максимальная его скорость наблюдается обычно в начальный период восстановления. В дальнейшем этот процесс замедляется. Восстановление активности ХЭ в тканях рыб идет довольно долго и может полностью не наступить даже., через 30-50 суток после перевода животных в чистую воду (Verma et al., 1979; Козловская и др., 1983; Nataraj-ап, 1984; Nemcsok et al., 1987; Турунина, 1989; Bashamohideen, Sailbala, 1989; Morgan et al., 1990; Thangipon et al., 1995).
Подавление активности ХЭ рыб антихолинэстеразными токсикантами происходит при очень низких концентрациях. Так, достоверное снижение активности АХЭ в опытах in vitro наблюдается при концентрациях ФОС порядка 10'6-10’4 М. In vivo снижение активности ХЭ регистрируется уже при концентрациях токсикантов, составляющих мкг в литре (Hogan, Knowles, 1968; Hogan, 1971а; Hobden, Klaverkamp,