Содержание к диссертации
Введение
Глава 1 .Обзор литературы по изучаемой проблеме 9
1.1. Биоиндикации качества окружающей среды в системах экологического мониторинга 9
1.1.1. Биоиндикация водных объектов 11
1.1.2. Использование бесхвостых амфибий для биоиндикации 13
1.2. Структура популяций амфибий в норме и на фоне антропопрессии 26
1.3. Информативность морфометрии и индексов внутренних органов для биоиндикации 29
1.4. Морфогенетический и цитогенетический гомеостаз популяций как важный аспект биоиндикации 31
1.4.1. Флуктуирующая асимметрия как показатель стабильности развития
1.4.2. Цитогенетический гомеостаз амфибий 35
Глава 2. Материалы и методы исследования. Характеристика районов исследования 39
2.1. Определение содержания тяжелых металлов в воде 42
2.2. Методы определения структуры популяций амфибий 43
2.3. Методы определения морфологической и морфофизиологической характеристик популяции 43
2.4. Определение морфогенетического гомеостаза популяций 45
Глава 3. Результаты исследований 48
3.1. Особенности химического состава воды в исследуемых водотоках 48
3.2. Структура популяций амфибий 55
3.2.1. Численность амфибий 55
3.2.2. Половая структура популяции
3.2.3. Фенетическая структура популяции
3.3. Морфологические и морфофизиологические изменения ам
3.3.1. Морфологические показатели амфибий на фоне антропопрессии
3.3.2. Использование индексов внутренних органов в биоиндикационных исследованиях
3.3.3. Тератогенез популяции
3.4. Стабильность развития
3.4.1. Морфогенетический гомеостаз
3.4.2. Цитогенетический гомеостаз
Заключение
Выводы
Практические предложения
Список использованной литературы
- Биоиндикации качества окружающей среды в системах экологического мониторинга
- Определение содержания тяжелых металлов в воде
- Особенности химического состава воды в исследуемых водотоках
Введение к работе
Актуальность темы исследования. Прямое и опосредованное влияние человеческой деятельности на природные экосистемы носит негативный характер и губительно сказывается на живой природе в целом, а также на отдельных таксонах, у которых изменяются условия их существования (Пескова, 2002).
Организм и окружающая его внешняя среда находятся в динамическом равновесии. Под воздействием загрязнения происходит изменение физических и химических характеристик среды, что ведет к нарушению динамического равновесия природных экосистем. Такая ситуация делает особо важными исследования, позволяющие определить качество или здоровье среды, степень её комфортности для живых организмов (Zakharov, Clarke, 1993). Одним из современных и наиболее перспективных методов оценки качества среды является биоиндикация, которая позволяет дать интегральную оценку ситуации, так как живые организмы реагируют на все воздействия окружающей среды. Видами-биоиндикаторами могут быть те, по наличию, состоянию или поведению которых судят об изменениях окружающей среды по её характерным особенностям (Бурдин, 1985).
Биотестирование токсичности среды коренным образом отличается от ее химического анализа (Дедю, 1988). В.М. Ахутин и др. (1988) отмечают, что биотестирование чувствительнее обычных физико-химических методов в десятки раз. Основное назначение биотестирования - быстрая интегральная оценка экологической ситуации.
При химическом анализе в экологических исследованиях выявление вредных веществ в воде не расшифровывает влияния поллютантов на биологические системы. При биоиндикации можно выявить результирующие накопления в организме токсических веществ, которые могут находиться в воде в следовых количествах, а со временем накапливаться в тканях и органах, концентрируясь в них. Например, в липидах рыб и диких животных содер-
5 жится ДЦТ, хотя этот препарат давно запрещен для использования, и в окружающей среде не обнаруживается химическими методами.
Еще одно преимущество биоиндикаторов - прямой учет влияния вредных веществ на биосистемы (Salanki, Salama, 1987). Мониторинг загрязнения среды с использованием биоиндикации позволяет не только констатировать наличие токсикантов в среде, но и оценить последствия такого воздействия на биоту (Миронова, Андроников, 1992; Freedman, Sackell, 1992).
Биоиндикация дает возможность выявить степень и интенсивность воздействия того или иного загрязнителя, а также проследить динамику деградации экосистем во времени и пространстве. Наконец, реакции живого организма позволяют оценить антропогенное воздействие на среду обитания в показателях, которые часто могут быть экстраполированы на человека (Sigel, 1980; Тарасенко и др., 1985; Пескова, 2002).
Конечно, с помощью биоиндикации невозможно выявить качественный состав загрязнителей и негативных факторов, но можно сравнительно быстро и точно определять степень загрязнения водотоков, и при необходимости, провести в дальнейшем детальное исследование (Никитин, Новиков, 1986).
Преимущества использования биоиндикаторов ещё и в том, что они реагируют не только на отдельные загрязнители, но и на весь комплекс воздействующих веществ определенными реакциями организма в целом. А влияние комплекса загрязнителей на живые организмы может сильно отличаться от влияния каждого загрязняющего вещества в отдельности (Лыдня, Пилипенко, 1993). Для локальных оперативных исследований предпочтительней использовать виды животных, которые характеризуются массовостью в природе, доступностью для оперативной оценки и диагностики, обладают реагентными и индикаторными свойствами (Пястолова, 1990).
Всем требованиям, предъявляемым к видам, использующимся с целью биоиндикации, отвечает озёрная лягушка (Rana ridibunda Pall.) - широко распространённый вид амфибий в Европейской части России (Чубинишвили, 1998; Захаров, 2000). Вид обладает чёткими и удобными для исследования
признаками, относительно широко распространен, его икра и личинки чувствительны к загрязнителям (Ilosvay, 1977; Freda, Dunson, 1985; Pierce, 1985; Gunter, Plotner, 1986; Вершинин, 1995). Кроме того, озерная лягушка относительно легка для сбора и обработки. Так как амфибии являются связующим звеном между водными экосистемами и экосистемами суши, то это делает их удобным объектом для оценки загрязнений, не только водной среды, но и суши. Приуроченность исследуемого вида к определенному водотоку облегчает интерпретацию данных. Состояние организма амфибий отражает состояние локального местообитания. Относительно небольшой радиус индивидуальной активности, отсутствие сильной тенденции к миграции (Ищенко, 1978), высокий и достаточно хорошо изученный полиморфизм - все эти факты позволяют успешно использовать озерную лягушку в качестве вида-биоиндикатора.
При всех достоинствах биоиндикационных исследований, проведение их целесообразно лишь при условии технической простоты, дешевизны и достаточно высокой репрезентативности индикационных методик. Большинство работ, выполненных на озёрной лягушке (Мисюра, 1989 а), посвящены выявлению физиологических и биохимических реакций животных на загрязнение. Такого рода исследования требуют сложного оборудования.
Удобны для оперативной индикации морфологические изменения у амфибий под действием токсических веществ, но каждое из них в отдельности не даёт надёжных показателей состояния среды, и тем более, экосистемы в целом. Надежной может быть, лишь комплексная зооиндикация, на основе системы легко устанавливаемых признаков.
Цель исследования - выявить наиболее информативные морфо-физиологические, цитогенетические, популяционные параметры вида Rana ridibunda Pall, и обосновать эффективность их использования для биоиндикации экологического состояния водотоков.
Для достижения поставленной цели решались следующие задачи: 1. Исследование водотоков на содержание тяжелых металлов в воде.
Характеристика структуры популяций R. ridibunda Pall.
Отбор информативных для биоиндикации морфофизиологических параметров R. ridibunda Pall.
Выявление основных фенодевиантов
5. Оценка стабильности развития популяций R. ridibunda Pall.
Научная новизна исследования может быть сформулирована в сле
дующих положениях:
Разработана комплексная мультифакторная тест-система биоиндикации водотоков на основе показателей морфофизиологического и цито-генетического гомеостаза амфибий, включающая оценочные критерии стабильности развития и структуры популяции.
Дана отличительная характеристика морфофизиологических особенностей и популяционных параметров R. ridibunda Pall., включающая морфометрию тела и задних конечностей, индексы внутренних органов и упитанность, а также численность, половое соотношение и фенетиче-ский состав популяций в экологически чистых и загрязненных водотоках Ульяновской области.
Установлено, что показателями загрязнения водотоков являются маркерные фенодевианты, высокая внутрипопуляционная гетерогенность и частота встречаемости морфофизиологических аномалий R. ridibunda Pall.
Практическая значимость результатов Выявлены морфофизиологические и генетические особенностей амфибий, которые позволяют оперативно провести биоиндикацию экологического состояния водотоков. Выявленный комплекс характеристических параметров может быть использован при проведении экологического мониторинга и в системах экологического прогнозирования. Полученные результаты могут рассматриваться как базовые при экологической оценке водотоков Ульяновской области.
8 Основные положения и выводы диссертации используются в учебном процессе кафедры биоэкологии экологического факультета Ульяновского государственного университета и кафедры биологии, ветеринарной генетики, паразитологии и экологии факультета ветеринарной медицины Ульяновской государственной сельскохозяйственной академии.
Основные положения, выносимые на защиту
R. ridibunda Pall, является высокоинформативным биоиндикатором экологического состояния водотоков.
В неблагоприятных экологических условиях регистрируется широкий спектр аномалий развития R. ridibunda Pall., снижается численность популяций, смещается половое соотношение, нарастает доля морфы striata.
Организм R. ridibunda Pall, реагирует на загрязнение водотоков комплексом морфофизиологических реакций, проявляющихся в уменьшении размеров тела, увеличении индексов сердца и почек, снижении индексов печени, селезенки и общей упитанности, обусловленных нарушением мор-фофизиологического и цитогенетического гомеостаза.
Апробация и публикации Основные результаты исследований были представлены и обсуждались: на III Всероссийской научно-практической конференции «Водохозяйственный комплекс России: состояние, проблемы, перспективы» (Пенза, ноябрь 2005 г.); на Всероссийском конкурсе инновационных проектов «Живые системы» (Киров, ноябрь 2005 г.); на IV Международной научно-практической конференции «Природноресурсный потенциал, экология и устойчивое развитие регионов России» (Пенза, январь 2006 г.); на XIII Международной конференции студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоно-сов-2006» (Москва, апрель 2006 г.); на конференции аспирантов и молодых ученых УлГУ «Решение проблемы загрязнения водной среды» (Ульяновск, апрель 2006 г.); на Международной научно-практической конференции «Проблемы биологии, экологии и образования: история и современность» (Санкт-Петербург, май 2006 г.). По теме диссертации опубликовано 7 работ.
Биоиндикации качества окружающей среды в системах экологического мониторинга
Способ оценки абиотических и биотических факторов местообитания при помощи биологических систем называют биоиндикацией (Rabe, 1984). Как общее научное направление в экологии биоиндикация накопила к настоящему времени довольно значительный потенциал. В соответствие с этим, организмы или сообщества организмов, жизненные функции которых тесно коррелируют с определенными факторами среды и могут применяться для их оценки, называются биоиндикаторами (Израэль, 1984, 1993; Бурдин, 1985; Биоиндикация..., 1988). В основу биоиндикации положена способность организмов накапливать в тканях и органах загрязняющие вещества или их производные, что выражается через биохимические, физиологические и другие изменения на уровне популяций (Логинов, 2004). При биоиндикации следует учитывать следующие основные требования (Логинов, 2004):
Относительная быстрота проведения;
Получение достаточно точных и воспроизводимых результатов;
Присутствие объектов, применяемых в целях биоиндикации, в большом количестве и с однородными свойствами (Никольский, 1984; Стад-ницкий, 1984; Биоиндикация..., 1988).
Чувствительность, позволяющая улавливать изменение состояния популяции даже в ответ на незначительные изменения в условиях обитания;
Общий характер используемых показателей, которые должны давать информацию об изменении состояния популяции в целом.
Биоиндикаторами изменений, происходящих в окружающей среде, являются животные и растения, формирующие популяции. Метод биологической индикации полезных ископаемых и типов почв с помощью растений индикаторов известен благодаря работам геоботаников и геохимиков, и давно применяется (Виноградов, 1964). В качестве биоиндикаторов многие авторы (Илькун, 1978; Лукашев, 1980; Тойкка, Потахина, 1980; Тютюнник, 1980; Парибок, 1983; Кучерявый, 1984; Никодемус и др„ 1988; Москаленко, 1989; Москаленко, Смирнова, 1989; Парибок и др., 1991; Корженковский, 1992; Черненькова, 1993; Шунелько, 2000) предлагают использовать древесные растения, ввиду их повсеместной распространенности, а также способности накапливать различные поллютанты и осуществлять морфологические, продукционные и физиологические ответные реакции на антропогенное загрязнение.
Индикация водных экосистем может осуществляться, например, с помощью водорослей, которые успешно применяются для тестирования загрязнения водотоков фосфором, хлором и другими элементами (Uchmanski, Szeligiewicz, 1989; Шмакова, 1997). Существуют возможности использования стрелолиста обыкновенного как для оценки экологического состояния реки, так и для целей мониторинга за изменением факторов среды, влияющих на жизнедеятельность водных организмов (Сидоровский и др., 1991). 1.1.1. Биоиндикация водных объектов
Зоологические объекты недостаточно широко представлены в индикации состояния окружающей среды. Хотя вопрос использования животных для биоиндикации изучался (Ковалевский, 1974; Bauerle et al., 1975; Шары-гин, 1979; Шарыгин и др., 1979; Петров, Шарыгин, 1981; Вершинин, 1982, 1990 а; Гаранина, Загидуллин, 1985; Пястолова, Данилова, 1986; Пястолова, 1990; Пястолова и др., 1990; Юровицкий, Сидоров, 1993; Ляпков и др., 2004), но возможности их использования полностью не исчерпаны.
Зооценоз является важным структурным компонентом любых экосистем, в частности водотоков. Зооценоз - это наиболее динамичный и чувствительный элемент экосистемы по сравнению с фитоценозом, с которым он взаимосвязан. Методы фитоценологии используются для выделения пространственных группировок животных, для определения границ зооценоза.
Определение содержания тяжелых металлов в воде
Р. Свияга берет начало в Кузоватовском районе Ульяновской области на высоте более 300 м. Начинается она длинной сухой лощиной, которая по мере углубления зарастает влаголюбивой растительностью, а затем образует обширную мочажину. Это и есть исток Свияги, который поначалу течет в слабо заметном русле, затем его начинают питать многочисленные родники, и ручей становится полноводной рекой длиной 375 км.
По территории Ульяновской области река течет на протяжении 216,4 км. Она является правым притоком Волги, текущим в противоположном направлении. В пределах города Ульяновска их русла сближаются до 2-х километров.
Русло реки извилистое, ширина в межень 20-30 м, средняя глубина на перекатах 0,6 м, на плесах 1,3 м. В Ульяновске она образует довольно живописную обширную, сильно заболоченную пойму.
Весеннее половодье исключительно зависит от условий погоды и от количества снега. Пик его наступает при ледоходе и продолжается 5-Ю часов. Полностью половодье спадает через 15 дней. Сбор озерной лягушки в р. Свияга производился около с. Спешневка, с. Стоговка, с. Луговое, на территории г. Ульяновска, около с. Лаишевка.
Р. Уса - берет начало в Тереньгульском районе Ульяновской области. Прилегающая местность волнистая равнина, по правобережью открытая, по левобережью залесенная. Долина реки пойменная, шириной до 3-4 км. Склоны долины высотой 20-30 м, пологие, супесчаные, рассечены оврагами, открытые. Пойма двухсторонняя, шириной 2,5-3 км, ровная, левобережная - заболочена, пересечена потоками, старицами, покрыта кустарником; правобережная - открытая, частично занята огородами и застроена, начинает затопляться при высоте уровня воды 310 см (Ежегодные данные..., 1987). Сбор озерной лягушки в р. Уса производился около с. Елшанка, с. Михайловка, с. Гавриловка.
Для выявления адаптации у озерной лягушки (R. ridibunda Pall.), возникающих под действием загрязнения водотоков, нами было проведены исследования на трех уровнях: на уровне популяции (оценивалась численность, половой и фенетический состав), на уровне особи (оценивалась морфология, физиология и стабильность развития) и на уровне клетки (оценивалась стабильность ядерных структур) (рис. 2).
Тяжелые металлы относятся к приоритетным загрязняющим веществам, наблюдения за которыми обязательны во всех средах. В повышенных концентрациях они обладают высокой токсичностью, выступают в качестве мутагенных и канцерогенных факторов.
Определение содержания тяжелых металлов в воде проводилось в отделе химико-аналитического контроля растениеводческой, пищевой продукции и кормов ФГУ «Станция Агрохимической Службы г. Ульяновска». В исследуемых образцах определяли общее содержание таких элементов, как медь, свинец, кадмий, цинк, хром, никель. Анализы проводились атомно абсорбционным методом. Он позволяет определять такие металлы, как свинец, кадмий, медь, цинк в сложных смесях веществ.
Тяжелые металлы в воде определяли путем кислотной экстракции с последующей спектрофотометрией.
Учёт численности амфибий по стандартной методике проводился преимущественно в солнечную тёплую погоду, а также, частично, в пасмурные, но тёплые дни. Численность лягушек определялась количеством особей на 100 м береговой линии.
Производимый нами отлов амфибий был сплошным, невыборочным, поэтому соотношение полов соответствует таковому в природе.
Половую и фенетическую структуру популяций озерной лягушки анализировали весной в загрязненном водотоке и экологически чистом водотоке без умерщвления животных и изъятия их из мест обитания. Амфибий отлавливали сачком, определяли пол, описывали фенотип. Пол животных определяли прижизненно - по наличию у самцов внешних вторично-половых признаков (Kabisch, 1990).
Был изучен генетический полиморфизм полученных выборок по соотношению в популяциях генетически детерминированных морф striata - полосатая особь, со светлой дорсомедиальной полосой на спине и maculata - пятнистая особь (Щупак, 1977). Число животных каждого фенотипа подсчитывали отдельно для самцов и самок, но без учета возраста, так как ранее было установлено, что различий в соотношении этих фенотипов, сопряженных с возрастом, у озерной лягушки, как правило, нет (Жукова, Кубанцев, 1976).
Особенности химического состава воды в исследуемых водотоках
Исследования проводились в июне-август 2004-2006 гг. на р. Свияга и р. Уса в Ульяновской области. Регионы, в которых проводились исследования, располагаются в одинаковых физико-географических провинциях, кроме того, они имеют сходные и важные для биологии амфибий биотические характеристики.
Одновременно были взяты пробы воды для химического анализа содержания тяжелых металлов (Zn, Си, Pb, Cd, Ni, Cr). Пробы воды отбирались послойно, ежемесячно, с апреля по сентябрь.
Предельно допустимая концентрация цинка в водных объектах хозяйственно-питьевого и культурно-бытового водопользования составляет 1 мг/л (Контроль.., 1998). По результатам наших исследований, содержание цинка в пробах воды р. Свияга, р. Уса во всех слоях воды не превышают предельно допустимой концентрации (рис. 3).
При определении меди, предельно допустимая концентрация которой составляет 1 мг/л (Контроль.., 1998), было установлено, что её содержание в воде р. Свияг около с. Спешневка, с. Стоговка, с. Луговое, на территории г. Ульяновска, около с. Лаишевка, а также в реке Уса, около с. Елшанка, с. Ми-хайловка, с. Гавриловка во всех слоях воды не превышает ПДК (рис. Рис. 4. Содержание меди в воде Предельно допустимая концентрация свинца составляет 0,03 мг/л (Контроль.., 1998). В поверхностном слое воды р. Свияга наблюдалось превышение ПДК по свинцу, около с. Спешневка, на территории г. Ульяновска, с. Лаишевка в 1,5 ПДК; 1,6 ПДК; 1,7 ПДК соответственно. В срединном слое воды р. Свияга содержание свинца было выше, по сравнению с пробами р. Уса: с. Спешневка (2,5 ПДК), с. Луговое (2,8 ПДК), г. Ульяновск (2,7 ПДК), с. Лаишевка (3,1 ПДК). В придонном слое воды наблюдалось превышение ПДК в р. Свияга около с. Спешневка (5,2 ПДК), с. Стоговка (3,1 ПДК), с. Луговое (5,1 ПДК), и с. Лаишевка (7,6 ПДК), а также на территории г. Ульяновска (6,7 ПДК). Во всех слоях воды из р. Уса содержание свинца было достоверно ниже, по сравнению с р. Свияга, и ниже ПДК (рис. 5).
Свинец - один из наиболее общеизвестных токсических микроэлементов (Бингам и др., 1993). Биологическое и медицинское значение свинца определяется его высокой токсичностью, способностью проникать в организм и накапливаться в нем, оказывая политропное действие. При свинцовом токсикозе поражаются в первую очередь органы кроветворения, нервная система, органы чувств, почки и сердечно-сосудистая система. Соединения свинца оказывают прямое генотоксическое действие, этот эффект связан с образованием одиночных разрывов ДНК, повышенным числом обменов сестринских хроматид. Кроме того соединения свинца обладают мутагенными свойствами (Бингам и др., 1993). Обнаружено, что нитрат свинца и хлорид кадмия оказывают блокирующее действие на тормозные нервные клетки Реншоу, что приводит к гиперактивности функционального состояния всех систем - уменьшается время рефлекса, снижается порог раздражения скелетно-мышечной ткани, увеличивается частота сердечных сокращений (Пескова, 2002). На примере головатиках крикривой лягушки показано, что сублетальные дозы свинца нарушают как выработку, так и сохранение в пямяти условных рефлексов (Strickler-Shaw, Taylor, 1990; Taylor et.al., 1990).
Предельно допустимое содержание кадмия составляет 0,001 мг/л (Контроль.., 1998). В поверхностном слое воды р. Свияга содержание кадмия составило: с. Спешневка - 6 ПДК, с. Стоговка - 3 ПДК, с. Луговое - 7 ПДК, г. Ульяновск - 6 ПДК, с. Лаишевка - 4 ПДК. В поверхностном и срединном слоях воды р. Уса, около с. Елшанка, с. Михайловка, с. Гавриловка содержание кадмия было ниже ПДК. Содержание кадмия в срединном слое воды р. Свияга значительно превышало ПДК: около с. Спешневка - в 22 раза (22 ПДК), около с. Стоговка - в 3 раза (3 ПДК), с. Луговое - в 25 раз (25 ПДК), а на территории г. Ульяновска и около с. Лаишевка - в 25-27 раз (25-27 ПДК). Содержание кадмия в придонном слое воды р. Уса было близко к ПДК (2 ПДК). Содержание кадмия в придонном слое воды р. Свияга значительно превышало ПДК: около с. Спешневка - 59 ПДК, около с. Стоговка - 36 ПДК, около с. Луговое - 56 ПДК, а на территории г. Ульяновска - 73 ПДК и около с. Лаишевка -100 ПДК (рис. 6).
