WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!

Pages:     || 2 |
-- [ Страница 1 ] --

СТАВРОПОЛЬСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ

На правах рукописи

Багдасарян Александр Сергеевич БИОТЕСТИРОВАНИЕ ПОЧВ ТЕХНОГЕННЫХ ЗОН ГОРОДСКИХ ТЕРРИТОРИЙ С ИСПОЛЬЗОВАНИЕМ РАСТИТЕЛЬНЫХ ОРГАНИЗМОВ

03.00.16 экология ДИССЕРТАЦИЯ на соискание ученой степени кандидата биологических наук

Научный консультант: доктор ветеринарных наук, профессор И.М. Мануйлов Ставрополь 2005 1 СОДЕРЖАНИЕ ВВЕДЕНИЕ……………………………………………………………………....3 ГЛАВА I. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ……………………………………………....8 1.1 Почва как депонирующая среда техногенных загрязнителей…………... 8 1.1.1 Химическое загрязнение почвы………………………………………….. 9 1.2 Биотестирование как один из методов оценки состояния окружающей среды……………………………………………………………………………..12 1.2.1 Использование международных тест-систем для оценки состояния окружающей среды……………………………………………………………...17 1.2.2 Растения как тест-системы биологического тестирования качества окружающей среды……………………………………………………………...20 1.2.3 Биотестирование почв с помощью животных и растительных тестсистем…………………………………………………………………………….28 1.3 Эколого-географическая характеристика г. Ставрополя…………………33 1.3.1 Географическое положение………………………………………………33 1.3.2 Климат……………………………………………………………………...33 1.3.3 Почвы……………………………………………………………………....35 1.3.4 Основные типы антропогенного воздействия в г. Ставрополе………..37 ГЛАВА II. МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ…………………...50 ГЛАВА III. ИЗУЧЕНИЕ ВЛИЯНИЯ ПОВЫШЕННОГО СОДЕРЖАНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПОЧВАХ НА РАЗВИТИЕ ТЕСТ-ОТКЛИКОВ У МОДЕЛЬНЫХ РАСТЕНИЙ……………………………………………………63 3. 1 Содержание тяжелых металлов в почвах тестируемых пунктов………63 3. 2 Оценка загрязненности почв тестируемых пунктов тяжелыми металлами с помощью митотической активности…………………………………………65 3. 3 Биотестирование почв по всхожести семян модельных растений………68 3. 4 Тестирование почв на проростках редиса и кресс-салата………………..72 3.5 Действие повышенного содержания тяжелых металлов почв тестируемых пунктов на активность каталазы проростков модельных растений…………. ГЛАВА IV. БИОТЕСТИРОВАНИЕ ВОДНЫХ ВЫТЯЖЕК ПОЧВ…………88 4. 1 Содержание тяжелых металлов в водных вытяжках почв тестируемых пунктов…………………………………………………………………………..88 4. 2 Чувствительность Allium-теста к присутствию ионов металлов в водных вытяжках почв тестируемых пунктов…………………………………………90 4. 3 Действие водных вытяжек почв тестируемых пунктов на митотическую активность клеток меристемы корней Allium cepa………………………….101 4. 4 Биотестирование водных вытяжек почв по всхожести семян модельных растений………………………………………………………………………..104 4. 5 Биотестирование водных вытяжек почв на проростках редиса и кресссалата……………………………………………………………………………107 4. 6 Действие водных вытяжек почв на активность каталазы проростков модельных растений……………………………………………………………113 4. 7 Расчет индекса токсичности почв и водных вытяжек почв по результатам биотестирования………………………………………………………………..119 ЗАКЛЮЧЕНИЕ ………………………………………………………………..127 ВЫВОДЫ……………………………………………………………………….132 СПИСОК ЛИТЕРАТУРА……………………………………………………... ВВЕДЕНИЕ Актуальность проблемы. В современных условиях природная среда подвержена комбинированному техногенному загрязнению. Известно, что в связи с жизнедеятельностью человеческой цивилизации синтезируются и попадают в окружающую среду сотни тысяч новых химических соединений с невыясненными токсикологическими характеристиками (Дятлов, 2000). Так, разнообразные соединения естественного и антропогенного происхождения накапливаясь в почве, обусловливают ее загрязненность и токсичность. Методы биотестирования все чаще используются для определения токсических свойств окружающих нас сред: воздуха, воды, почвы, промышленных отходов, материалов и т. д. (Илющенко, Щегольков, 1990;

Сан ПиН 2.1.7.573-96;

Фролова, 2002;

Белоусова, Селезнева, 2004;

Underbrink, Sparrow, 1974;

Ma, 1981 a;

Grover, 1981;

Ichikawa, 1981;

CebulskaWasilewska et al., 1981;

Cebulska-Wasilewska, 1986) Это обуславливается рядом обстоятельств: во-первых, указанные объекты обычно содержат большое количество ингредиентов, токсикологические свойства которых не всегда характеризуются простой суммой свойств каждого из них с учетом количественного состава, определяемого аналитическими методами;

вовторых, среда часто загрязнена неустойчивыми продуктами взаимодействия и распада, которые иногда токсичнее исходных веществ;

в-третьих, количество присутствующих в окружающей среде загрязнителей значительно превышает число удовлетворительных физико-химических методов анализа, позволяющих контролировать их содержание на уровне ПДК (Илющенко, 1995). Помимо этого, биотестирование позволяет получить интегральную токсикологическую характеристику природных сред независимо от состава загрязняющих веществ, поскольку большая часть загрязняющих веществ, в связи с отсутствием оборудования, методик и стандартов, аналитически не определяется, в связи с чем методы биотестирования приобретают все большую популярность и внедряются повсеместно (Дятлов, 2000).

Проведение экспериментов по влиянию различных поллютантов на растительные объекты в контролируемых условиях позволяет решать многие задачи;

установить причины разной устойчивости растений и тенденции приспособления к токсикантам, выявить влияние конкретного, исключить действие других факторов внешней среды, выяснить летальную дозу поллютанта и т.д. (Шершунова, Попова, 1999;

Parry, et al., 1976;

Klindworth, et al., 1979;

Degrassi, Rizzoni, 1981;

Panda, Sahu, 1985;

Fiskesjo, 1985, 1993;

Chauhan, et al.,1986;

Leith et al., 1989;

Badr, et al., 1992;

Cordina, et al., 1993;

Mishra, 1993;

Ma, et al., 1995) Городские почвы являются депонирующей средой практически для всех поллютантов и при геохимическом изучении транспортно-селитебных ландшафтов являются высоко информативными (Шунелько, 2000). В связи с этим представляется актуальным разработка методов комплексного биотестирования почв с различным по интенсивности автотранспортным и промышленным воздействием и оценка чувствительности различных тест-откликов к повышенному содержанию тяжелых металлов в почве как в рамках одной тест системы, так и в сравнении чувствительности разных тест-систем. Цель и задачи исследования. Цель настоящего исследования состояла в разработке методов биотестирования токсичности почвенного покрова техногенных зон города с различным по интенсивности автотранспортным и промышленным воздействием с помощью растительных тест-систем (на примере г. Ставрополя), а также в определении наиболее чувствительной тест-системы к содержанию тяжелых металлов в почве исследуемых пунктов. Для достижения цели решались следующие задачи: 1. Определение содержания подвижных форм меди, свинца, кадмия, цинка и хрома в почвах техногенных зон исследуемых пунктов г.Ставрополя. 2. Установление наиболее чувствительной тест-системы к загрязнению почв техногенных зон городских территорий. 3. Выявление качественного проявления реакций индикаторных признаков тест-растений на повышенное содержание тяжелых металлов в почвах.

4. Проведение корреляционного анализа и выявление взаимосвязи между содержанием тяжелых металлов в почвах и количественным проявлением тест-откликов модельных растений. 5. Разработка шкалы токсичности сред по результатам биотестирования. Научная новизна. Впервые проведено биотестирование почвенного покрова территорий с различным по интенсивности автотранспортным и промышленным воздействием с помощью трех растительных тест-систем (Raphanus sativus, Lepidium sativum, Allium cepa). Впервые предложен метод биотестирования водных вытяжек почв с экспонированием свежих луковиц Allium cepa в исследуемых вытяжках в течение 4, 7, 14 суток, с последующим измерением длины корней. Предложено использовать совместно ряд тест-откликов на одном растительном тест-объекте для биотестирования загрязненности почвенного покрова и водных вытяжек почв. Доказана перспективность использования активности каталазы проростков тест-растений в качестве чувствительного критерия для биотестирования загрязненности почвенного покрова тяжелыми металлами. Проведено сравнение тест-откликов используемых модельных организмов в сходных условиях загрязнения тяжелыми металлами почвенного покрова. Основные положения, выносимые на защиту. 1. При биотестировании почв с повышенным содержанием тяжелых металлов эффективно использовать такие индикаторные признаки, как митотическая активность апикальной меристемы корешков проростков лука репчатого, всхожесть семян, каталазная активность, длина надземной и подземной части проростков редиса и кресс-салата. 2. Токсичность тестируемых почв проявляется в ингибировании и стимулировании развития тест-откликов у редиса и кресс-салата. 3. При биотестировании почв по морфометрическим признакам эффективно применять экспонирование свежих луковиц Allium cepa в тестируемых вытяжках почв. 4. Активность каталазы проростков редиса и кресс-салата возможно использовать в качестве биохимического индикатора оценки токсичности городских почв. 5. При обобщении данных используется шкала токсичности исследуемых сред, в которой учитывается не только ингибирование, но и стимулирование развития тест-откликов.

Теоретическая и практическая значимость. Научно обоснованные данные представляют интерес с точки зрения методов биотестирования загрязненности объектов окружающей среды ввиду открытости и актуальности этого вопроса на современном этапе развития экологии. Проведенное биотестирование почв, с повышенным содержанием тяжелых металлов, при помощи нескольких тест-откликов на одном модельном организме, позволяет увеличить степень чувствительности биотеста. Использованные методы могут быть применены для диагностики загрязнения почв как тяжелыми металлами, так и недифференцированными поллютантами. Материалы диссертации могут быть использованы в процессе преподавания экологии, цитологии, цитогенетики, а также при организации и проведении спецкурса «Биотестирование объектов окружающей среды». Апробация работы. Результаты исследований были представлены и обсуждены на межрегиональной научно-практической конференции «Образование, здоровье и культура в начале XXI века» (г. Ставрополь, 2004);

II Всероссийской научно-практической конференции «Химическое загрязнение среды обитания и проблемы экологической реабилитации нарушенных экосистем» (г. Пенза, 2004);

Всероссийском постоянно действующем научно-техническом семинаре «Экологическая безопасность регионов России и риск от техногенных аварий и катастроф» (г. Пенза, 2004);

научной конференции «Университетская наука – региону» (г. Ставрополь, 2004);

международной научной конференции «Татищевские чтения: актуальные проблемы науки и практики (АПНП-2004)» (г. Тольятти, 2004);

международной научной конференций студентов, аспирантов и молодых ученых «Ломоносов 2004» (г. Москва, 2004);

научной конференции «Эколого-гигиенические проблемы регионов России и стран СНГ» (г. Умаг, Хорватия, 2004);

50-й научной конференции «Университетская наука – региону» (г. Ставрополь, 2005);

российской студенческой научной конференции «Актуальные проблемы современной биологии» (г. Астрахань, 2005). Публикации. По теме диссертации опубликовано 11 работ. Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, четырех глав, выводов и списка цитируемой литературы.

Работа содержит 159 страницы машинописного текста, включает 25 таблиц, 29 рисунков. Список цитируемой литературы включает 289 источников, в том числе 95 на иностранных языках.

ГЛАВА I. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ 1.1 Почва как депонирующая среда техногенных загрязнителей Почва это весьма специфический компонент биосферы, поскольку она не только геохимически аккумулирует компоненты загрязнений, но и выступает как природный буфер, контролирующий перенос химических элементов и соединений в атмосферу, гидросферу и живое вещество. Микроэлементы, поступающие химических и физических из различных источников, свойств. Продолжительность попадают в пребывания конечном итоге на поверхность почвы, и их дальнейшая судьба зависит от ее загрязняющих компонентов в почвах гораздо больше, чем в других частях биосферы. Хорошо известна глобально-экологическая роль почвы как природного фильтра для разного рода техногенных загрязнителей, среди которых особое место занимают тяжелые металлы (Аржанова, 1977;

Алексеев, 1987;

Ильин, 1991). Почвы в силу своих природных свойств способны накапливать значительные количества загрязняющих веществ (Критерии оценки экологической обстановки…, 1992). Известно большое число примеров прямых антропогенных, а также опосредованных человеком воздействий окружающей среды на почву, способствующих ее загрязнению. Будучи частью всех наземных экосистем, почва активно участвует во многих важных процессах преобразования веществ. Когда происходит количественное изменение долгое время державшихся на одном уровне факторов окружающей среды или вступают в действие совершенно новые экологические факторы, влияющие на почву, могут возникнуть нагрузки, которые нанесут вред почвенным организмам или даже изменят систему ценотических взаимоотношений между ними. Загрязнение почвы вызывается различными по масштабу и по территориальному размаху явлениями, среди которых:

широкомасштабное территориальное (глобальное) загрязнение почвы, вызываемое совокупностью большого числа отдельных источников, не поддающихся более детальной идентификации территориально ограниченное загрязнение, причиной которого является в большинстве случаев более или менее известное небольшое число ограниченных по своему территориальному влиянию источников локальное узкоограниченное загрязнение почвы с кратко- или долговременным воздействием на отдельные организмы и экосистемы. Загрязнение почвы проявляется в основном в двух формах: 1. Физическое изменение. Связано с различными, прежде всего действующими агентами, способными привести к механически существенным нагрузкам на экосистемы. Как правило, сильно подвержены физическим нагрузкам все имеющие антропогенное происхождение, т.е. сильно измененные почвы. Это относится к большей части почв, возникающих в процессе рекультивации 2. бывших горных разработок, на месте поселений или промышленных предприятий. Химическое загрязнение вызвано веществами, действующими в виде газов, растворов или твердых тел и не вызывающими при этом, по крайней мере в начальной стадии, изменений физического характера. Этот вид загрязнения превосходит как в количественном, так и в качественном отношении все виды ее физического изменения (Биоиндикация загрязнений. … 1988). 1.1.1 Химическое загрязнение почвы Разнообразные соединения естественного и антропогенного происхождения, накапливаясь в почве, обуславливают ее загрязненность и токсичность. Эти понятия следует различать. Загрязнение привнесение в какую-либо среду или возникновение в ней новых, обычно не характерных для нее физических, химических или биотических агентов, или превышение в рассматриваемое время естественного среднемноголетнего уровня (в пределах его крайних колебаний) концентраций перечисленных агентов в среде. Токсичность ядовитость, способность некоторых химических веществ оказывать вредное влияние на организмы, поражать их (Реймерс, Яблоков, 1992). Определить степень токсичности почвы можно с помощью биотестирования (Кабиров с соавт., 1997;

Goggleman, Spitzauer, 1982;

Brown, et al., 1985;

McDaniels, et al., 1993;

Knasmller, et al., 1998;

Cabrera, Rodriguez, 1999). Химическое загрязнение почвы вызывается разными причинами. Оно происходит либо сознательно (например, в результате применения средств защиты растений), либо непреднамеренно (в случае промышленных выбросов). В соответствии с этим, в большинстве случаев с территориальной точки зрения различными могут быть и радиус действия, и интенсивность загрязнения. Кроме того, высокий уровень техногенной нагрузки на почву является характерным для урбанизированной территории. Особенность загрязнения почв крупных городов является поступление на их поверхность большого количества соединений тяжелых металлов от различных источников загрязнения (Ладонина, Ладонин, 2000) Исходя из агрегатного состояния (газообразного, жидкого, твердого) и способа действия загрязнителей, упрощенно их можно подразделить на следующие группы. Газы (особенно серосодержащие промышленные выбросы, галогениды и окислы азота). Загрязнение почвы сернистым газом (или соответствующими продуктами его окисления SO3, SO4) в полевых условиях, как правило, происходит вместе с загрязнением другими газами или пылью. Пыль (зола, известковая пыль, частицы, содержащие тяжелые металлы, особенно промышленные выбросы). На больших пространствах Центральной Европы большое значение имеют пылевые известковые выбросы, приводящие, прежде всего в слабозабуференных кислых почвах, к изменению рН до нейтральных и основных значений. Высокий уровень техногенной нагрузки на почву является характерным для урбанизированной территории. Особенность загрязнения почв крупных городов является поступление на их поверхность большого количества соединений тяжелых металлов от различных источников загрязнения (Ладонина, Ладонин, 2000). К тяжелым металлам (плотность которых выше 5,0) относятся как микроэлементы, имеющие более или менее важное значение для питания организма (железо, магний, цинк, медь, кобальт и молибден), так и элементы с ограниченными (никель, ванадий) или до сих пор недостаточно изученными физиологическими функциями и экологической ролью (кадмий, мышьяк, уран, свинец, хром, ртуть). Доля отдельных элементов в общем содержании тяжелых металлов весьма различна в почвах, обогащенных ими как природным, так и антропогенным путем. Решающую при токсичном действии тяжелых металлов на (растительные) организмы является не столько их общее содержание в почве, сколько концентрация в доступном для организма состоянии. Эта концентрация вблизи природных местонахождений тяжелых металлов бывает повышена по сравнению с нормальной в 10—10000 раз;

таких же величин она может достигать в антропогенно обогащенных тяжелыми металлами почвах. Соли (переносимые воздухом и водой, особенно при посыпании зимой улиц для удаления льда или при добыче и переработке соли). Агрохимикаты (средства защиты растений, удобрения). Загрязнение почв, вызванное использованием агрохимикатов, связано, прежде всего, с применением средств защиты растений, регуляторов роста и удобрений. Среди средств защиты растений (СЗР), вероятно, наиболее широкомасштабное воздействие на пространственные и функциональные отношения в экосистемах оказывают гербициды. Их воздействие зависит в каждом отдельном случае от химического состава, применяемой концентрации и степени их стойкости и проявляется после поступления в почву и адсорбции (порядка 30—50 %) на гумусных и глинистых коллоидах. Разложение гербицидов происходит как абиотическим (химическим), так и биотическим (прежде всего микроорганизмами) путем. К тому же, загрязнение почв может происходить и при ненормированном использовании удобрений (Шуберт, 1988). Изменение химических параметров почвы отражается спустя короткий или длительный период на росте и продуктивности отдельных видов, их популяций или приводит к более или менее сильным нарушениям структуры фитоценозов и даже к развитию сукцессий. По причине физико-химической специфики отдельных почв при одинаковой интенсивности и продолжительности действия химического стрессора степень и форма возникающего химического загрязнения может быть различной. Решающее значение для действий на биологическом уровне имеет, по этой причине, соотношение интенсивности стрессора и специфической реакции буферной системы почвы. 1. 2 Биотестирование-как один из методов оценки состояния окружающей среды На современном этапе обращает на себя внимание бурное развитие методов биомониторинга как единственного подхода адекватной оценки состояния биологических и экологических систем (Криволуцкий, 1991;

Егорова, Сынзыныс, 1997;

Петухова, Доронина, 1999;

Евсеева, Гераськин, 2000;

Егорова, Белолипецкая, 2000;

Колупаев, 2000). В связи с этим разработка, совершенствование и внедрение методов биомониторинга в сеть контроля окружающей среды как отдельных ведомств, так и конкретных АЭС является актуальной задачей (Егорова с соавт., 2002). Методы биотестирования и биоиндикации позволяют диагностировать состояние экосистемы по откликам на стрессовое воздействие извне отдельных компонентов биоты. Экологическая диагностика на уровне биотестирования и биомониторинга дает интегральную адекватную оценку качества среды обитания любой биологической популяции, включая человека. Биотесты могут быть рекомендованы для непрерывного экспресс-контроля состояния окружающей среды промышленных районов и природно-хозяйственных комплексов, контроля залповых вредных выбросов предприятий, для оценки эффективности применяемых методов детоксикации окружающей среды и работы очистных сооружений, а так же экологической паспортизации предприятий и отдельных районов (Richardson, 1996;

Rathinam, Mohanan, 1996). Современный биомониторинг насчитывает несколько определений понятию «биотестирование». Биотестирование представляет собой методический прием, основанный на оценке действия фактора среды, в том числе токсического, на организм, его отдельную функцию или систему организмов (Методы биотестирования…, 1989). Согласно Морозовой (2001) биотестирорвание – это метод моделирования последствий воздействия фактора, обладающего общебиологическим действием на живое. Главная задача, решаемая биотестированием это получение быстрого ответа - есть или отсутствует токсичность (Тарасенко, 1999). Евгеньев (1999) под биотестированием понимает приемы исследования, при котором о качестве среды, факторах, действующих самостоятельно или в сочетании с другими, судят по выживаемости, состоянию и поведению специально помещенных в эту среду организмов – тест-объектов. Тест-объекты должны отвечать следующим требованиям: 1. Высокая чувствительность к воздействиям даже малых доз мутагена. 2. Быстрота и экономичность методов тестирования. 3.Воспроизводимость (возможность получения аналогичных результатов на этой же тест-системе). 4. Чувствительность не только к мутагенам, но и к их метаболитам.

5.

Возможность экстраполировать данные, полученные при исследованиях in vitro на условия in vivo (Дмитриева, Парфёнов, 1991). Биотестирование не отменяет систему аналитических и аппаратурных методов контроля природной среды, а лишь дополняет ее качественно новыми биологическими показателями, так как с экологической точки зрения сами по себе результаты определения концентрации токсикантов имеют относительную ценность (Патин, 1981). По мнению Оливернусовой (1991), использование биологических тест-систем позволяет определить изменения в экосистемах на очень ранней стадии, когда они еще не проявляются в виде морфологических и структурных изменений и их нельзя выявить другими методами. Это дает возможность предвидеть нарушения экосистемы и вовремя принять меры. Кроме того, состояние биоиндикаторов можно использовать как дополнительную информацию при оценке здоровья населения. По словам Егоровой (2002) кумулятивный эффект всего многообразия сочетаний различных воздействий возможно оценить лишь с помощью биотестирования. Тарасенко (1999) рассматривает биотестирование как введение в более тщательный и всесторонний анализ химического состава воды. Вопросам биотестирования загрязненности воды поллютантами Безруков, 1994). Несмотря на некоторые недостатки биотестирования (трудностью учета адаптационно-приспособительных функций под изменений тест-организмов;

концентраций фазностью и сезонностью их реагирования, вызванной стимуляцией физиологических воздействием малых загрязняющих веществ и их угнетением под воздействием больших концентраций;

различием метаболизма водных растений и животных и др.) (Бутаев с соавт., 2002). Перспективность вод с помощью контроля антропогенного обоснована загрязнения природных биотестов посвящены многие работы (Илющенко, Щегольков, 1990;

Морозова с соавт., 2001;

Христова, многочисленными исследованиями, и в Российской Федерации с 1991 г. оно стало обязательным элементом экологического мониторинга (Правила охраны поверхностных вод…, 1991). Кроме того, методы биотестирования нашли свое отражение в таких нормативных документах, как РД 118-02-90;

РД 52.18.344-93;

ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.4-99;

СП 2.1.7.1386-03 и др). В 15 субъектах продолжался эксперимент, направленный на внедрение методов биотестирования в области оценки качества возвратных вод и определения платы за сброс с учетом суммарной токсичности загрязняющих веществ. На основе результатов эксперимента подготовлена "Инструкция по расчету платы за сброс в водные объекты загрязняющих веществ с учетом их суммарной токсичности", которая направлена на рассмотрение в Минфин России и Минэкономики России (Государственный доклад …, 1999) Биоиндикация – родственный биотестированию прием, использующий для этих же целей организмы, обитающие в исследуемой среде. При выборе таких организмов приходится соблюдать определенные требования, среди которых возможность фиксировать четкий, воспроизводимый и объективный отклик на воздействие внешних факторов, чувствительность этого отклика на малые содержания загрязнителей и др. (Егоров, Егорова, 1999;

Волков 2001;

Егоров с соавт., 2001;

Михайлуц с соавт., 2001;

Федорова 2002). Известен пример биотестирования, основанный на использовании канареек для индикации появления рудничного газа в горных выработках горняками в средние века. Поведение птицы или ее гибель оповещали шахтеров о грозящей им опасности. Биоиндикацию можно проводить на уровне молекул, клеток, органов (систем органов), организмов, популяций и даже биоценоза. Повышение уровня организации живой природы может приводить к усложнению, неоднозначности взаимосвязи биологического отклика с антропогенными факторами исследуемой среды, поскольку на них могут накладываться и природные факторы. Поэтому в качестве биотестов выбирают наиболее чувствительные к исследуемым загрязнителям организмы.

Использование биохимических реакций (молекулярный уровень индикации) связано с тем, что они наиболее чувствительны к воздействию внешних загрязнителей. В присутствии загрязнителей окружающей среды, например, происходит уменьшение содержания хлорофилла в мембранах хлоропластов растений или понижается способность фитопланктона к продуцированию кислорода в процессе фотосинтеза. Это может служить индикаторным признаком воздействия на живую природу газопылевых выбросов предприятий или токсичных компонентов сточных вод (Евгеньев, 1999). При проведении биологического тестирования на уровне организмов выбор биологических переменных предполагает, что отклик должен коррелировать с изменениями на экосистемном уровне. Выявить такую зависимость на практике достаточно сложно. Однако такие показатели организмов, как рост особей, их продуктивность, выживаемость, состояние органов дыхания, состава крови и плазмы, удается использовать для биологического тестирования состояния среды (Евгеньев, 1999). Чувствительность отклика биотестов на содержание биологически активных веществ в испытуемой среде можно проиллюстрировать на примерах. Многие организмы способны аккумулировать (накапливать) химические загрязнители выше их естественного содержания в воде и почве без быстро проявляющихся нарушений. Такая способность тест-организмов оказалась полезной в качестве индикаторного признака загрязнения окружающей среды и используется для аккумулятивной биоиндикации. Этот прием биотестирования применяют при исследовании процессов миграции токсичных веществ в окружающей среде. В качестве тест-организмов выбирают те из них, которые имеют высокий коэффициент биологического накопления (КН) токсикантов из окружающей среды. Фитопланктон, например, имеет значение КН по тяжелым металлам от 102 до 104. Величина КН зависит от природных факторов. Бензпирен в гидробиоте Берингова моря накапливается с КН, равным 2,9 " 103, а в теплых водах Средиземного моря накопление возрастает в пять раз. Знание КН оказалось удобным для глобального и регионального мониторинга окружающей среды. Для оценки загрязнения природных вод кадмием можно использовать результаты анализа его содержания в водорослях, полихлорированными бифенилами, Мирового океана – в жировых тканях морских млекопитающих, никелем, Средиземного моря – в устрицах. Содержание ртути в почвах региона удобно отследить по накоплению токсиканта в капусте, галогенидов – по иглам сосны, лишайникам. Наконец, лучший индикатор загрязнения автострад свинцом и кадмием – подорожник, растущий вдоль них. Перечисленные биотестов для методы не исчерпывают биосферы области и применения влияния оценки загрязнения прогноза загрязнителей на живую природу. Несмотря на сложность выявления биологического отклика на воздействие внешних факторов, озабоченность состоянием экологии, очевидно, будет стимулировать дальнейшее развитие этих биоаналитических методов (Евгеньев, 1999). Итак, несмотря на большое количество физико-химических методов диагностики состояния окружающей среды вопрос об использовании методов случаям. 1.2.1 Использование международных тест-систем для оценки состояния окружающей среды Разработка тест-систем для выявления мутагенности среды, имеющих универсальный характер, обладающих высокой пропускной способностью является актуальной задачей настоящего времени (Дубинин, Пашин, 1978). Сторонники тестирования выступают за необходимость создания комплекса тестов, поскольку возможность обнаружения всех генетических событий важных для человека отсутствует в любом единичном тесте (Фламм, 1977). биотестирования остается открытым и требует детального рассмотрения вопросов применения конкретных тест-систем к конкретным При оценке состояния окружающей среды исследователями используются различные тест-системы – от бактерий до млекопитающих (Каннукене, 1976;

Лекявичус, 1989;

Захаров, 1987;

Федорков, 1992, 1995;

Шавнин, Фомин, 1993;

Сальникова с соавт., 1994;

Зейферт, Хохуткин, 1995;

Цой, Пак, 1996;

Федорова, Шестопалова, 1997;

Багдасарян, 2004). Так для интегральной оценки уровня загрязнения водной среды токсическими веществами применяют методы биотестирования с помощью микроорганизмов. прокариотических Тесты с использованием отличаются в качестве большой объектов пропускной микроорганизмов способностью. При этом используют специальные штаммы. В широко распространенном тесте на Salmonella typhimurium, так называемый тест Эймса, используют штаммы ТА 97, ТА 98 и ТА 100 (Оценка мутагенных свойств … 1999). Вардуни (1997) изучала содержание мутагенных веществ в дождевой и талой воде, ила, почвы методом учета точковых мутаций у Salmonella typhimurium, а также провела сравнение чувствительности теста Эймса с чувствительностью метода анализа аберраций хромосом зачаточных листьев древесных растений в качестве экспресс-теста на мутагенность факторов окружающей среды. Помимо прокариотических микроорганизмов для нужд биотестирования применяют и эукариотические микроорганизмы, к которым относятся дрожжи, нейроспора, аспергилл. Показателями мутагенности среды, при использовании вышеперечисленных объектов, является появление прямых и обратных генных мутаций, конверсий и реципрокных рекомбинаций в митозе (у дрожжей). Для биотестирования загрязнений природной среды Голубкова Э.Г. (1999) отмечает качества инфузорий, которые делают это простейшее хорошим объектом при изучении токсичности стоков поверхностных вод. В 1998 г. Госкомэкологией Курганской области приобретены и освоены прибор для измерения токсичности «Биотестер-2» (Государственный доклад …, 1999). Прибор «Биотестер-2» предназначен для экспресс оценки степени токсического загрязнения контролируемых водных объектов.

Количественной характеристикой степени воздействия неблагоприятных факторов на тестобъект, в биотестовой системе является хемотаксис инфузории туфельки (Paramecium caudatum). Восприятие химических веществ происходит на рецепторном уровне, чем объясняется скорость ответа тест-организма на воздействие химиката. Кроме того, известно, что структура рецепторов различных реакция организмов (в том числе и инфузории) идентично на высшие хеморецепторным структурам высших организмов, поэтому подобная тестхорошо моделирует воздействие загрязнителей организмы. Прибор позволяет проводить 15 проб за 1,5 часа (Инструкция к прибору «Биотестер-2», 1992) Некоторые авторы (Printes et al., 1998;

Diamantina Teresa et al., 2001;

Sakai Manabu.J., 2002) используют представителей рода Daphnia как тестобъект для выявления токсичности исследуемых субстратов. Метод биотестирования с использованием ветвистоусых рачков Daphnia удобен, так как дафнии широко распространены в природе, легко культивируются, обладают высокой чувствительностью к токсикантам различной природы. В Российской Федерации дафниевый тест обязателен при установлении ПДК отдельных веществ в воде рыбохозяйственных водоемов (Тарасенко, 1999). Кроме того, в нашей стране имеются нормативные документы в области охраны окружающей среды, которые регламентируют порядок проведения биотестирования токсичности природных и сточных вод, почв, и донных осадков на инфузориях, дафниях и цериодафниях (ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.2-96;

ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.3-99;

ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.5-2000). Лапкина и Флеров (2001) для обнаружения в воде химических веществ раздражающего действия на первоначальном этапе их тестирования предлагают использовать поведенческие реакции молоди медицинской пиявки. Другие авторы в качестве тест-объекта при биотестировании используют дрозофилу (Вавилов, Рябкова, 2001;

Ramos-Morales P.et al., 1995). В работах по учету рецессивных, сцепленных с полом летальных мутаций (РСПЛМ) используют линии дрозофил дикого типа с хорошо изученным спонтанным фоном мутабильности, например, Canton-S или 0-32, а в качестве тестерной линии – BASC. В Х-хромосоме мух этой линии имеются 2 инверсии – sc8 и d49, которые полностью исключают возможность кроссинговера между половыми хромосомами, но не нарушают жизнеспособности дрозофилы (Медведев, 1968). Широко используемый метод учета соматических рекомбинаций (мозаицизма) у дрозофил предполагает использовать в качестве маркеров генов "у" и "sn3" в трансположении. В основе метода лежит учет мозаичных пятен, возникающих у мух тестерных линий в результате комплексного нарушения генотипа: митотической рекомбинации, потери хромосом или их фрагментов, транслокаций, делеций и генных мутаций (Методические рекомендации… 1982). В настоящее время для тестирования мутагенности окружающей среды нашел широкое применение микроядерный тест (Ильинских с соавт., 1988). Этот метод основан на выявлении микроядер в эритроцитах млекопитающих (Оценка мутагенной активности … 1984), в клетках эмбрионов (Титенко, Евсиков, 1977), корневой меристеме бобов (Rizzoni et all, 1995, 1998) и мейотических клетках традесканции (Ma, 1981 b). 1.2.2 Растения как тест-системы биологической индикации качества окружающей среды Использование растений в качестве чувствительных организмов к загрязнению окружающей среды уходит своими корнями в древние века. Первые наблюдения сделали еще античные ученые: именно они обратили внимание на связь облика растений с условиями их произрастания. Живший в 327— 287 гг. до н. э. Теофраст написал широко известную работу «Природа растений», в которой содержится немало советов о том, как по характеру растительности судить о свойствах земель. Аналогичные сведения можно встретить в трудах римлян Катона и Плиния Старшего (Цит. по: Биоиндикация загрязнений. …1988). Идею биоиндикации с помощью растений сформулировал еще в 1 в. до н. э. Колумелла: «Рачительному хозяину подобает по листве деревьев, по травам или по уже поспевшим плодам иметь возможность здраво судить о свойствах почвы и знать, что может хорошо на ней расти». Это направление, ныне получившее название ландшафтной биоиндикации, успешно используется в практических целях. В нашей стране основоположником биоиндикационного использования растений, оценки свойств почв и подстилающих горных пород по особенностям развития растений и составу растительного покрова бесспорно считают А. П. Карпинского (Биоиндикация загрязнений … 1988). Для оценки уровня загрязнений окружающей среды поллютантами применяют методы биотестирования с использование в качестве тестобъектов растения, отличающиеся чувствительностью к поллютантам, несложным культивированием и, что особенно важно, имеющие реакцию, сопоставимую с таковой других тест-объектов. (Макеева, Никонова 2002;

Спиридонов 2000;

Уфимцева, Терехина 2000;

Жидкова, Родионова 2002). Для мониторинга мутагенов в окружающей среде в настоящее время используют широкий спектр различных тест-систем, в том числе и растительные тестобъекты (Романовский, 1992;

Вардуни, 1997;

Ильинских По словам Кашина, Иванова (1980), с соавт., 1998;

являются Буторина с соавт., 2000;

Кондаурова, 2001;

Мануйлов, Багдасарян, 2004). «растения высокоинформативным индикатором уровня доступных форм химических элементов в окружающей среде и основным источником их для человека и животных. В связи с этим они представляют большой интерес в качестве эффективных объектов при экологическом мониторинге загрязнения окружающей среды …» Использование растений как индикаторов загрязнений окружающей среды было показано Константином и Овенсом (Constantin, Owens, 1982).

У.Д. Мэнинг и У.А. Федер (1985) определяют растение-индикатор как «растение, у которого признаки повреждения появляются при воздействии на него фитотоксичной концентрации одного загрязняющего вещества или смеси таких веществ… Индикаторными могут быть так же те растения, которые аккумулируют в тканях загрязняющие вещества или продукты метаболизма, получаемые в результате взаимодействия растения и загрязняющего вещества» Роль растений как объектов генетических исследований не может не дооцениваться, поскольку лишь благодаря им были установлены основные принципы и положения генетики и цитогенетики. Еще больше возрастает роль растений при проверке факторов окружающей среды на генотоксичность, где растительные тест-системы незаменимы в силу рада преимуществ: 1. Растения являются эукариотами, и их хромосомы структурно и морфологически сходны с хромосомами млекопитающих, включая и человека. 2. У растений и млекопитающих отмечается сходная чувствительность к мутагенам. 3. Ответная реакция растений на воздействия мутагенов сходна с таковой у млекопитающих и других эукариот. 4. Возможность регенерации целого растения из культуры клеток. 5. Короткий жизненный цикл и возможность исследовать как гаплоидные, так и диплоидные поколения. 6. Относительная дешевизна, особенно по сравнению с тестами in vivo на млекопитающих. 7. Возможность проводить исследования in situ. Все это делает растения очень удобными тест-системами для скрининга мутагенов и мониторинга загрязнений окружающей среды (Штина, 1990;

Демьянов, 1992;

Ивашов с соавт., 1998;

Баумгертнер, 1999;

Михайлова, Воробейчик, 1999;

Кабиров с соавт., 2000;

Коженкова с соавт., 2000;

Стволинская, 2000;

Мирзоян, 2001). При сравнении данных о мутагенности, определяемых с использованием растений отмечена корреляция с данными, полученными на других тест-системах (Grant, 1978). В силу этого растения рекомендуется использовать в качестве первого этапа в системе определения возможной генетической опасности различных загрязнителей окружающей среды. Кроме того, исследование мутагенного влияния на растения важно само по себе, поскольку растения являются важнейшей составной частью биосферы, от которой зависит благополучие как биосферы в целом, так и человека, как части биосферы (Shairer, Van’t Hof, Hayes, 1978) При выборе того или иного вида растения для использования его в качестве объекта биомониторинга необходимо учитывать определенные требования. Растение должно иметь четко выраженную реакцию на воздействие загрязняющего вещества, то есть оно должно иметь видимые признаки повреждения. Это может быть выявлено по морфологическим изменениям, по изменению скорости роста, нарушению цветения, плодоношения, образования семян или изменения продуктивности и урожайности (Меннинг, Федер, 1985). Специальные биотесты для определения загрязнения окружающей среды поллютантами сводятся к оценке степени изменения морфологических показателей тест-растения. В ряде стран, в том числе в Нидерландах, морфологические индикаторы используются в национальной системе мониторинга уже более 10 лет (Posthumus, 1982). С помощью методов биоиндикации, основанных на морфологии растений, получена большая часть картосхем антропогенного влияния (Биоиндикация загрязнений. …, 1988). В целях биотестирования используют макроскопические и микроскопические морфологические изменения растений.

Рассмотрим более подробно случаи использования растений в качестве тест-организмов для биотестирования загрязнений окружающей среды. Рясковые – самые мелкие цветковые растения при благоприятных условиях размножаются можно круглогодично. как и Интенсивность чувствительный послужило 1993). фототаксиса показатель, метода этим хлоропластов в листецах ряски, оцениваемая по изменению количества хлоропластов, Явление рассматривать фототаксиса свидетельствующий о степени загрязнения элементов агроландшафта. отрицательного основой Благодаря фитотестирования (Ломагин, Ульянова, преимуществам ряску можно назвать ''экологической дрозофилой''. Ряска малая (Lemna minor L.) и ряска тройчатая (Lemna trisulcs L.) чувствительны к загрязнению воды при содержании в ней до 10 мкг/мл ионов Ba, Cu, Mg, Fe, Co (Галактионов, Юдин, 1980). На каждый загрязнитель у видов рясок проявляется специфическая реакция (Гербхардс с соавт., 1990;

Цаценко, Малюга, 1998). На медь (0,1 – 0,.25 мг/мл) – листецы реагируют полным рассоединением из групп и изменением окраски с зеленой на голубую;

реакция проявляется через 4 часа после воздействия. На цинк (0,025мг/мл) реакция заключается в изменении окраски листеца: с насыщенно зеленой до бесцветной;

где зелеными остаются только точки роста;

барий (0,1 – 0,25 мг/мл) вызывает полное рассоединение листецов, отпадание корней и изменение окраски с зеленой на молочно-белую;

кобальт (0,25 – 0,0025 мг/мл) - полную приостановку роста и потерю окраски (Малюга, с соавт., 1996). В целях биотестирования применяют специально созданные сорта (линии) культурных растений, чувствительных к загрязнению. Так, в Англии, специально выведен сорт табака Bel W3, характеризующийся восприимчивостью к содержанию озона в воздухе. C помощью этого сорта была создана картосхема Британских островов, характеризующая их загрязнение озоном. При слабом воздействии озона на табак через несколько дней по всей поверхности листовой пластинки образуется густая сеть некротических пятен серебристого цвета. В качестве эталона сравнения одновременно высаживается относительно устойчивый к озону сорт табака Bel B (Manning, Feder, 1980;

Schiele et all, 1981). Кроме того, в качестве новой тест-системы генетического мониторинга дозах. Delhaize Emmanuel (1996) обнаружил накапливающий разные металлы мутант арабидопсиса man 1. При проращивании на почве проростки накапливали Mn в 7,5 раз больше, чем дикий тип. Rancelis et al (1993) при изучении генотоксичности бериллия в качестве тестерного организма, наряду с ячменем нормального типа, использовал генетически нестабильных мутантов (tw, tw1, tw2) этого же растения. В системе мониторинга окружающей среды особое место занимает традесканция клон 02 и 4430 (Ma et al, 1995;

Grant W.F. et al, 1992;

атмосферного Knasmuller S et al, 1998). Так Евсеева, Зайнуллин (2000) в течение трех лет проводили исследования генотоксичности компонентов воздуха и снежного покрова г. Сыктывкара. Результаты наблюдений свидетельствовали о локальном загрязнении атмосферного воздуха в пределах города;

Погосян с соавт. (1991) изучали влияние загрязненности атмосферы выбросами промышленных предприятий и автотранспорта Еревана на частоту соматических точковых мутаций у традесканции. В пунктах, где сосредоточен ряд химических предприятий и повышена интенсивность движения автотранспорта частота мутаций у традесканции превышает контроль в 4,8 – 8,5 раз;

Сперроу с соавт. (1977) изучал возникновение соматических мутаций в Tradescantia под действием химических мутагенов и специфических загрязнителей атмосферы. На сегодняшний день это почти единственная тест-система пригодная для обнаружения мутагенности атмосферных загрязнителей in situ и она рекомендована в качестве экспресс-метода на первом этапе в системе при проведении Baburek et al (1997) предлагают использовать семядоли трансгенного табака, несущие ген ada, или ген Sulphur в разных генетического мониторинга загрязнений окружающей среды (Schairer, Van’t Hof, Hayes, 1978;

Ichikawa, 1991a, 1991b). Но клон 02 не единственный клон, который используется для экспериментов. Ichikawa (1984) описывает 14 различных клонов традесканции, которые используются для изучения радиационного и химического мутагенеза. Видимым маркером, используемым в данной тест-системе, является фенотипическое изменение в пигментации от голубого к розовому в клетках волосков тычиночных нитей (ВТН) (Хандохов, 2004). Учет соматических мутаций в ВТН оказался довольно простым и поэтому привлекательным методом изучения мутагенеза при действии широкого набора мутагенных факторов (Ichikawa, Tahakashi, 1977;

Kirby-Smith, Deniels, 1953;

Nauman et al, 1976, 1977a, 1977b). Выявленная химическим не высокая радиочувствительность придала этому и чувствительность к мутагенам объекту организма. используют дополнительные Для так выявления называемый преимущества (Осипова, Шевченко, 1984;

Евсеева, 1999). ВТН традесканции единственная тест-система сточных данного вод газообразных кластогенного мутагенов, радиационных исследований и выявления эффекта микроядерный тест (МЯ-тест). Метод основан на выявлении и подсчете микроядер в микроспорах традесканции (Ma, 1983). Активный поиск растительных объектов для оценки действия загрязнителей окружающей среды продолжался на протяжении всего прошлого столетия. Так Vig, Paddock (1986) предложили сою Glicine max как тест-систему для изучения мутагенов среды, которая и позволяет легко учитывать прямые и обратные мутации;

Давронов, Захаров, (1985) изучали на этом же объекте митотический кроссинговер при радиационном воздействии, а Fugii (1978, 1983) – биологическое действие некоторых пестицидов. Эта же проблема исследуется в работе Effect of TPA 1983). В этих исследованиях для экспериментов используют семена гетерозиготной по гену хлорофилльной недостаточности линии сои Давронов, 1989;

Реутова, 2001). Т-219 (Солдатов, Соя применялась и для изучения генотоксического потенциала солей хрома, молибдена, вольфрама (Гогуа, 2003) Glicine max (L.) не единственный представитель из семейства бобовых, который применяется как тест-объект для изучения действия мутагенов окружающей среды. Так, Вардуни (1997) в качестве независимого параллельного теста на недифференцированные мутагены русла р. Темерник исследовала меристему коневых клеток фасоли;

Sandhu et al (1991);

Kihlman, Andersson, (1982);

Ahmed, Grant, (1972), в качестве тест-растения для методов биомониторнга использовали Vicia faba;

Solanki, Sharma (1992);

Raghuvanshi et al., 1992 – чечевицу;

Цой, Пак (1996) – горох. Шунелько (2000) для тестирования различных доз загрязняющих веществ в почве, в частности ТМ, использовала редис с белым кончиком, кресс-салат, овес и пшеницу. Причем, редис с белым кончиком наиболее чувствительным оказался к Cd, Zn, Cu, Ni, кресс-салат к Pb, пшеница к Cd, Zn. И это не единственные случаи применения культурных растений в качестве тестерных организмов. Так ряд авторов в качестве тест-организма используют ячмень (Гарина, 1977;

Гераськин с соавт., 1996), пшеницу (Моргун с соавт., 1993;

Li Wen.- Jian et al., 1996), ячмень и пшеницу (Зуев, 2002), семядоли табака и петунии (Fridlender M., et al, 1996;

Baburek et al, 1997). Погосян с соавт., (1991) рекомендуют рассматривать в качестве индикатора загрязненности атмосферного воздуха стерильность пыльцевых зерен винограда. Мутагенный эффект атмосферного воздуха вблизи нефтехимических комплексов впервые был изучен в США с использованием трех тест-систем: Zea mays, Tradescantia, Salmonella (Lower, 1980, 1981;

Schairer et al., 1981). Широкое распространение получили методы биотестирования с использованием Сrepis cappilaris (Немцева, 1977;

Дубинин, 1978, 1994;

Реутова, Шевченко 1992). Таким образом, следует подчеркнуть, что, несмотря на достаточно большое количество растительных тест-систем, вопрос о возможности использования растений для нужд биотестирования остается открытым в связи с нахождением новых растений, чувствительных к определенным загрязнителям окружающей среды.

1.2.3 Биотестирование почв с помощью животных и растительных тестсистем В настоящее время при биотестировании почв используют один или несколько тест-организмов. По мнению Кабирова с соавт. (1997) для диагностики токсичности почв при биотестировании вначале необходимо разработать общие принципы и подходы и на их основе составлять многокомпонентные тест-системы, предназначенные для оценки токсичности почвенного покрова конкретного региона. Исходя из этих принципов, Кабиров с соавт. (1997) предпринял попытку разработать и использовать систему многокомпонентную тест-систему для оценки токсичности В предложенную сине-зеленая хлорелла ими тестводоросль следующие зеленая компоненты: водоросль почвенного покрова городской территории. входят синехоцистис ходе водяной, обыкновенная, микроскопический гриб пеннициллум и высшее растение – овес посевной. В эксперимента у тест-организмов изучается проявление следующих тест-реакций – размножение и рост клеток в почвенной вытяжке у синезеленых и зеленых водорослей, рост колоний на агаровой среде, приготовленой на почвенной вытяжке – микроскопические грибы, всхожесть и энергия прорастания семян замоченных в почвенной вытяжке – высшие растения. Илларионов и др. (2003) изучали фитотоксичность нефтезагрязненных почв. В качестве тест-объекта они использовали снижение клевер луговой. и Показателями фитотоксичности явилось всхожести выживаемости семян, а также вес сухой биомассы выращенных растений.

Особое место занимает загрязнение почв тяжелыми металлами. Этот вид загрязнения приводит у растений из нормальных местообитаний к изменениям активности ферментов. Поэтому можно оценить нагрузку на первичный обмен веществ с помощью раннедиагностического тестирования. В данном случае уместно сослаться на исследования (Маiег, 1980) о возможностях биоиндикации влияния свинца на растения по особенностям ферментов (например, эстеразы, малатдегидрогеназы, кислой фосфатазы, пероксидазы) с одновременным учетом их ферментативной активности и электрофоретическим разделением множественных форм. Для мониторинга района Superfund Северной Каролины, почвы которых загрязнены креозотом, медью, хромом, мышьяком Hughes et al. (1993) использовали тест на индукцию микроядер в клетках традесканции и тест Эймса, а в качестве тестируемого материала использовали экстракты почв. Было замечено, увеличение количества микроядер в клетках традесканции в 8 раз. При оценке токсичности городских почв, содержащих в повышенных количествах кадмий, медь, свинец, цинк, никель, хром, кобальт, а также многие другие вещества Шунелько, Федорова (2000) провели ряд опытов по биотестированию чувствительных методом организмов проростков к тест-растений. В качестве авторы перечисленным токсикантам использовали кресс-салат, пшеницу, овес. Оказалось, что кресс-салат является наиболее чувствительным к загрязнению свинцом, пшеница к загрязнению кадмием и цинком. Воробейчик, Позолотина (2003) изучали пространственную вариабельность загрязненности лесной подстилки тяжелыми металлами (медь, кадмий, свинец, цинк), ее кислотности и фитотоксичности по корневому тесту на проростках из генетически однородной выборки одуванчика лекарственного. Оказалось, что фитотоксичность определяет в первую очередь обменные формы металлов.

Пшеничнов с соавт.

(1995) разработал вариант микробиотестирования общей токсичности почв, основанный на получении из нее водных вытяжек и количественной оценке в них токсикантов по степени 8103. В ингибирования одной из ключевых ферментных систем – качестве сенсора применяли регидратированную испытание культуру методики люциферазной, что объективно регистрируется биолюминометром типа БЛМ Photobacterium др. Трублаевич, Семенова (1997) оценивали токсичность почв с помощью лабораторной культуры коллембол. О токсичности почв судили по ответной реакции коллембол. Вальков с соавт. (1997) исследовали воздействие кадмия, цинка, меди, ртути и свинца при содержании их в черноземе 1, 10, 100 ПДК на его фитотоксичность через семь суток, один и шесть месяцев после загрязнения. О степени фитотоксичности судили по всхожести, энергии прорастания, скорости прорастания, а также по длине корней, длине зеленых проростков, воздушно-сухой массе корней и зеленых проростков. объекта использовали озимую пшеницу ввиду В качестве тестее широкого photophereum. Предварительное показало высокую чувствительность теста к фенолу, кадмию, свинцу, меди и сельскохозяйственного применения. Авторы отмечают, что благодаря такому свойству чернозема обыкновенного, как высокое содержание гумуса, нейтральная среда и др. даже при значительном загрязнении тяжелыми металлами черноземов они часто не того, оказывали наиболее на растения фитотоксического действия. Кроме информативными показателями являлись показатели длины и массы корней. Гарипова, Калиев (2004) проводили биотестирование водных вытяжек почв земледельческих полей орошения Оренбургского газохимического комплекса. В качестве тест-объектов растительного происхождения использовали лук репчатый и редис посевной. При биотестировании на редисе использовали такие показатели, как длина корня, длина стебля, длина всего растения. У второго модельного организма-лука репчатого учитывали митотическую активность. Выяснилось, что почвы земледельческих полей орошения обладают фитотоксическими и мутагенными свойствами. Для фитотестировния урбаноземов г. Воронежа Свистова с соавт. (2003) использовала метод биотестирования. В качестве тест-организма в их исследованиях выступал редис. О фитотоксичности почв судили по всхожести семян и росту корня модельного организма. Для оценки влияния кислотного дождя на почву средствами биотестирования выращиванию загрязнением. проводят специально В эксперименты подобранных от по стандартизированному или кислотоустойчивых опыта кислоточувствительных видов на субстратах с соответствующим химическим зависимости постановки (определение краткосрочных или долгосрочных воздействий стрессора) нарушения изучаются на биохимическом, физиологическом, морфометрическом или продуктивно-экологическом уровне. При косвенной оценки вреда, наносимого росту и продуктивности растений, различной используют опыты по культивированию на тест-растений в конкретных условиях (Grezsta, 1982). Двухгодичные саженцы деревьев с чувствительностью исследовались экспериментальных субстратах со ступенчато изменяющейся концентрацией загрязнителей. При этом выяснилось, что для целей биоиндикацни пригодны следующие параметры: выживаемость, рост корней и побегов, некрозы листьев и хвои. Подобные исследования были проведены и с травянистыми растениями (Denaer-de-Smet, 1975). Для биотестирования солевого загрязнения Klаtz (1982) рекомендует оценку кратковременного воздействия загрязненных почв на травянистые растения в экспериментах по определению прорастания и развития этих растений. Опыты с прорастанием семян особенно пригодны для оценки загрязнения поверхности почвы и ее верхних горизонтов (0-5 или 0-10 см глубины). С этой целью семена соответствующих видов (например, Lolium perense, Lepidium sativum), иногда солеустоичивых (Puccinellia distans) высеваются в чашках Петри (диаметром от 9 до 12 см) на различных почвах. Как было показано в экспериментах с Мg Cl (Dasler et al, 1976), вместе с повышением концентрации соленого раствора в почве происходило сильное замедление прорастания семян и заметно уменьшался процент всхожести. Помимо опытов с проращиванием семян на тестируемых почвах используют и ростовые опыты, которые заключаются в высаживании стандартизированных видов или основных эдификаторов фитоценозов в интересующих исследователя местообитаниях (например, Lollium perenne) в открытый грунт или в сосуды, причем диапазон применяемых концентраций и продолжительность опыта варьируют. В связи с широким применением гербицидов в сельском хозяйстве в последнее время актуальным становится вопрос о стойкости этих веществ. Определение стойкости гербицидов происходит путем либо предварительной экстракции (Neururer, 1975;

Неld, 1981), либо непосредственного почвы к подмешивания гербицидов или загрязненной гербицидами определенным стандартным субстратам (Bouchet, Dagneaut, 1974;

Gerber et al., 1975). В последнем случае затем производят посев или посадки тестрастений с последующей бонитировкой степени ущерба по внешнему виду или изменению. Известно, что газ вызывает нарушения роста в подземных органах растений. Это связано в первую очередь с недостатком кислорода, или влияние же самой газовой смеси (Gustafson, 1944) в деталях еще недостаточно исследовано (Foos, 1976). При этом саженцы тополей показали себя очень чувствительными биоиндикаторами. Для биотестирования загрязнения в окрестностях подземных трубопроводов проводились эксперименты с саженцами культиватора «Оксфорд» (Foos, 1976). Растения выращивались три недели в гидропонной культуре, а затем в течение нескольких недель подвергались воздействию газа. В зависимости от условий опыта отмечалась различная степень подавления роста, в первую очередь роста корней. Надземные органы реагировали позднее развитием заметного хлороза. Примечательно то, что больше страдали старшие саженцы. 1.3 Эколого-географическая характеристика г. Ставрополя 1.3.1 Географическое положение Город Ставрополь расположен в лесостепной зоне умеренного пояса, в западной части Ставропольского края на 4500с. ш. и 4200 в. д. Он занимает юго-западный склон Ставропольской возвышенности, которая лежит в центре Предкавказья. Площадь Ставрополя 118 кв. км, из которых 44, 4 кв. км находятся под постройками, 27,7 кв. км занимают зеленые массивы и насаждения общего пользования, 25,5 кв. км. занимают пахотные земли. Территория города вытянута с юго-запада на северо-восток на 30,5 км и с юга на север на 16,5 км. Перепады высот составляют 425м;

в застроенной части города преобладают перепады высот более 50м на 1 км. В восточной части города абсолютные отметки поверхности снижаются до 325 метров, в западной-поднимаются до 660 метров (Дегтярева, 2003). 1.3.2 Климат Согласно климатическому районированию территория Ставрополя относиться к южной континентальной части Европейской области (Алисов, 1969) и входит в юго-западный район Ставропольской возвышенности (Щитов, 1960). Климат города Ставрополя умеренно континентальный с жарким, временами засушливым летом и умеренно холодной зимой с сильными ветрами. На территорию города воздействуют главным образом воздушные массы умеренных широт. С запада и северо-запада поступают морские, с востока зимой – сухие холодные массы от Азиатского максимума. Реже вторгаются арктические воздушные массы.

В целом Ставрополь обладает благоприятными климатическими условиями. Продолжительность солнечного сияния 2187 часов в год. Суммарная радиация за год равняется 121,3 ккал/см. Число дней без солнца около 70 (ноябрь - декабрь). Климатические особенности города лучше всего прослеживаются по сезонам. Начало осени характеризуется устойчивой теплой и солнечной погодой. Зима наступает в последних числах ноября. Она короткая - 2,5-3 месяца. Средняя температура января - 3,7°С. В зимний период нередки резкие похолодания, когда минимум температуры достигает - 36°С. Среди зимы ежегодно наблюдаются оттепели с температурой воздуха до +5, +10°С. Весна наступает в первой декаде марта. Нарастание тепла идет очень быстро. Лето наступает во второй половине июня. Среднемесячная температура воздуха в июле +20, +25. Существенные температурные различия возникают между западными, восточными и центральными частями города, между низкими и наиболее возвышенными территориями. Среднее годовое количество осадков – 663 мм, в теплый период выпадает 471 мм, в холодный -192 мм. Максимум приходиться на июнь -89 мм, минимум на февраль-30 мм. Годовая величина испаряемости - 650 мм, коэффициент увлажнения 1,0, что соответствует лесостепным ландшафтам. Среднегодовая относительная влажность воздуха равна 71 %, в зимние месяцы поднимается выше 80 %. Минимальная влажность отмечается в июле- августе и составляет 58-59 %. Снежный покров имеет высоту 15–20 см. Ставрополь характеризуется обычно сильными ветрами. Их скорость достигает 35-40м/сек. В городе преобладают ветры двух направлений: восточные, юго-восточные и противоположные им западные, северозападные Восточные и юго-восточные ветры типичны для зимнего периода. Они преимущественно сухие: летом – жаркие, зимой – холодные. Восточные ветры могут дуть постоянно на протяжении недели, часто образуя суховеи.

Ветры западного и северо-западного направлений чаще наблюдаются летом. Они обычно влажные (прохладные летом и теплые зимой), менее продолжительные, но более сильные, чем восточные ветры. Северо-западные зимой переносят воздушные массы с севера и поэтому могут быть очень холодными. 1.3.3 Почвы Многообразие и сложность геохимических процессов в ландшафте находят свое отражение в почве, как продукте взаимодействия между биотической окрестностях и абиотической средами. в Фактор почвообразования отражает в города Ставрополя основном зональные закономерности. Город расположен в пределах черноземной почвенной зоны. А.Л. Антыков и А.Я. Стоморев (1970) указывают, что в районе Ставрополя и его окрестностей основное место занимают два типа почв: выщелоченные глубокомицелярно-карбонатные черноземы и серые лесные почвы, частично оподзоленные. В соответствии с современной классификацией городских почв, почвенный покров ландшафтов г. Ставрополя представлен группами естественных лесные почвы, почв, естественно-антропогенных обыкновенные и и антропогенно черноземы солонцеватостепным и преобразованных почв. Естественные почвы в пределах города (серые черноземы обычные, обыкновенные карбонатные, черноземы обыкновенные глубоковскипающие, черноземы засоленные) обыкновенные приурочены засоленные к обыкновенные природным сохранившимся лесопарковым территориям. Естественно антропогенные поверхностнопреобразованные почвы характеризуются преобразованием менее 50 см почвы (урбопочвы). Антропогенные глубоко-преобразованные почвы (с преобразованием более 50 см профиля) формируются за счет процессов урбанизации на культурном слое или на насыпных, намывных и перемешанных грунтах мощностью более 50 см.

В Ставрополе антропогенно-глубокопреобразованные (урбаноземы) почвы широко развиты в историческом центре города, селитебных зонах, на территории промышленных зон. В группе урбаноземов г. Ставрополя можно выделить физически преобразованные почвы, где произошла физикомеханическая перестройка профиля, культуроземы (городские почвы фруктовых и ботанических садов, старых огородов), некроземы (почвы кладбищ), экраноземы (формируются под асфальто-бетонным покрытием), собственно урбаноземы. Химически преобразованные почвы, в которых произошли значительные хемогенные изменения свойств и строения за счет интенсивного (почвами, жидкостями). Под лесными массивами в городе Ставрополе сформировались серые лесные почвы. Для них характерны большая влажность, меньшее содержание гумуса, суглинистый механический состав, меньшая мощность гумусовых горизонтов. В целом, почвенный покров города Ставрополя испытывает значительные изменения всех факторов почвообразования, характерные для городских территорий (температурного режима, уровня грунтовых вод, нивелирования рельефа и перемещение грунтов, специфики городской растительности и др.). Морфологический профиль городских почв Ставрополя независимо от степени нарушенности отличается от профиля их фоновых аналогов. Это проявляется в обогащении скелетного материала промышленным и бытовым мусором, увеличении плотности поверхностных слоев, преобладании слоеватой структуры верхних горизонтов. В городских условиях идут процессы осаждения строительной пыли, содержащей карбонаты кальция и магния и увеличивающей подщелачивание почв, поступления с автомагистралей в почву сажи и битуминозных веществ, что приводит к повышению содержания гумуса в 4–8 раз (Никифорова, Лазукова, химического пропитанными загрязнения, представлены в Ставрополе индустриземами (почвами промышленно-коммунальных зон) и нефтеземами органическими масляно-бензиновыми 1991). В черту города входят крупные лесные массивы: лес Круглый (246 га), частично Русская Лесная дача (7154 га), Таманский лес (497 га), Члинский лес (199 га) и Мамайский лес (579 га). Главные породы лесообразователи – дуб черешчатый и скальный, бук восточный и ясень обыкновенный. В окрестностях города Ставрополя лесная и лугово-степная растительность чередуются друг с другом. Степь, как зональное образование, свойствена примерно одной трети территории города. В настоящее время это почти полностью распаханные земли, и сама лугово-степная растительность сохранилась лишь на склонах балок, примыкающих к Ставрополю. Сорные растения вместе с дикорастущими и культурными образуют фитоценозы, которые вплотную подходят к городу или находятся в городской черте. Основные места обитания сорных растений – пустующие и резервные земли под строительство, обочины дорог, пустыри, выведенные из оборота сельскохозяйственные угодья, (газоны, свалки, неудобья) Фауна города Ставрополя представлена преимущественно синантропами, мигрантами – видами, проникающими из прилежащих к городу естественных – с запада и северо-запада – лесных, а с севера, востока и юго-востока – степных ландшафтов (Экологический паспорт …, 1995).

1.3.4 Основные типы антропогенного воздействия в г. Ставрополе Современный территории города этап промышленно-урбанизированного освоения характеризуется резким возрастанием антропогенной нагрузки на природный комплекс и связанное с этим обострение экологических проблем. В 50-60-е годы основной упор был сделан на строительстве предприятий химии, тяжелого машиностроения и приборостроения. Переход с начала 90-х годов к условиям рыночной экономики отразился и на структуре производства города. Экономический спад производства в нашей стране, как известно, проявился в общей тенденции снижения антропогенного воздействия в городах в связи с закрытием многих крупных предприятий. Город Ставрополь, как и другие краевые и республиканские центры Северного воздействия, Кавказа, является на все территорией, природные в пределах которой городского сконцентрированы многочисленные источники негативного антропогенного влияющие компоненты ландшафта. В городе и его окрестностях можно выделить несколько крупных типов антропогенного воздействия на окружающую среду: селитебный, промышленный, транспортный, сельскохозяйственный, лесотехнический, водохозяйственный, рекреационный. Объекты указанного воздействия либо концентрируются в более или менее четко выраженные зоны, либо рассредоточены по городской территории. Влияние промышленного фактора на общее состояние геохимической среды в городе несколько снизилось в последние годы. Многие экологически опасные предприятия химии и машиностроения стали нерентабельными в условиях рыночной экономики. Тем не менее, промышленность вносит существенный вклад в загрязнение города. Состояние атмосферного воздуха в городе в 2002 г. определяли выбросы следующих веществ (тонн):

- сернистый ангидрид – 10,0;

- окись углерода – 1821,0;

- окислы азота – 911,0;

- легколетучие органические соединения – 243,0;

- пыль неорганическая ниже 20 % SiO2 – 85,46. Основной вклад в выбросы этих загрязняющих веществ в атмосферу вносят: по сернистому ангидриду – предприятия машиностроения (70,0 %);

по окислам углерода и азота – предприятия электроэнергетики, включая самостоятельные котельные 63,1 %, 75,4% соответственно. По легколетучим органическим соединениям – предприятия машиностроения, нефтехимии (25,5, 6,6 %% соответственно);

пыль неорганическая ниже 20 % SiO2 – предприятия производства стройматериалов (87,2 %). На предприятиях города уловлено 1,127 тыс. тонн загрязняющих веществ. Степень улавливания в целом по городу Самая высокая степень улавливания составляет 25,768 %. на предприятиях на предприятиях отмечается перерабатывающей отрасли – 69,7 %. Самая низкая – транспорта. От предприятий коммунального хозяйства, электроэнергетики выбросы, содержащие загрязняющие вещества, поступают в атмосферу без очистки. Уменьшение валового выброса загрязняющих веществ в атмосферу, по отношению к 2001, Валовые выбросы обусловлено снижением промобъединения объемов производства. уменьшились по «Люминофор» сравнению с 2001 г. на 106,171 т, ОАО «Красный металлист» - на 135,377 т. За последние пять лет (1998 – 2002 г.г.) выбросы загрязняющих веществ в атмосферу увеличились на 0,97 тыс. тонн, что составило 39,86% к уровню 1998 года. Комплексная оценка загрязнения атмосферного воздуха города характеризуется как высокая. (Государственный доклад …, 2003). Промышленные зоны занимают в целом около 20 % территории города (2,6 тыс. га) и разделяются на северную, северо-западную, южную, юговосточную и центральную. Северо-западная зона, включает в себя предприятия химической и машиностроительной промышленности (ОАО «Оптрон», АООТ «Нептун», ОАО электроматериалов и приборов «Аналог», ОАО «Автоприцеп-КАМАЗ» и др.). Предприятие ООО «Лисма» отличается сложным и, с точки зрения влияния на окружающую обстановку, наиболее вредным технологическим процессом. Отходы производства скапливаются в открытых отстойниках, остаются в них на многие годы, отравляя окружающую атмосферу и почвы. Завод «Анилин» производит краски на основе органического синтеза. За пределами территории завода имеются отстойники для жидких промышленных отходов. С поверхности отстойников происходят испарения промышленных подземных вод. Предприятие ОАО «Автоприцеп-КАМАЗ» путем горячей обработки листовой стали производит части грузовых автомашин. В процессе их производства происходит выделение тепла в атмосферу, а также слив отработанной горячей воды, которая предназначается для дальнейшего использования в технических целях. Кроме того, происходит загрязнение почв и атмосферного воздуха отходами производства в виде металлической стружки и испарений, происходящих в процессе горячей обработки металла. На окружающую среду со стороны предприятия оказывается мощное шумовое и вибрационное воздействие. Автопредприятия (МУАП - 1, АО «Автовокзал» и др.) города характеризуются большим скоплением пассажирского и грузового автотранспорта. Помимо парковки автомашин, осуществляется их текущий ремонт и мойка. Со стороны предприятий производится мощное шумовое и химическое воздействие на окружающую среду в виде выбросов отработанных газов, масел, отходов газоэлектросварки и сточных вод мойки. Негативное влияние северо-западной и западной промышленных зон усугубляется двумя обстоятельствами, в свое время не учтенными ни жителями, западных ни строителями, выносящих ни городской администрацией. воздух Первое обстоятельство связано с преобладанием на городской территории североветров, загрязненный северо-западной промышленной зоны на селитебные районы центральной и северной частей города. Второе обстоятельство сводится к отсутствию между промышленной и селитебной зонами какого-либо буферного пространства, смягчающего негативные влияния на жителей со стороны таких предприятий как ООО «Лисма-Люминофор» и др. Наоборот, вместо «буферного района», стоков, что отрицательно сказывается на качестве атмосферного воздуха. Не исключены утечки отходов и загрязнение непосредственно вблизи от интенсивно эксплуатируемой автомагистрали расположен один из участков рекреационной зоны. В северной зоне сосредоточены предприятия химической и 000 машиностроительной отраслей, производство стройматериалов:

«Сажевый завод», ТСП «Стройматериалы», завод «Стеновых материалов и керамзита» и др. Основные загрязнители сточных вод этих предприятийсоли тяжелых металлов. Южная промышленная зона представлена пищевой и радиотехнической промышленностью: молочный комбинат, заводы ОАО Ставропольский радиозавод «Сигнал» и др. предприятия. ОАО Молочный комбинат «Ставропольский» в качестве отходов производства отправляет стоки, насыщенные животными жирами и белками, что может привести к химическому загрязнению почв и грунтовых вод. В восточной промышленной зоне города находятся предприятия химической, промышленности: ЗАО «Металлист», ОАО «Ставропольский инструментальный завод», ООО СП «Стеклотара», ОАО мясокомбинат «Ставропольский» и др. В этой же зоне расположен и железнодорожный вокзал, являющийся местом сосредоточения железнодорожного и автомобильного транспорта, а также людей. Основное воздействие на окружающую среду шумовое и вибрационное, кроме этого химическое, связанное с перегрузкой различных веществ. Предприятия восточной зоны оснащены старым оборудованием, что ухудшает и без того сложную экологическую ситуацию. Фабрика «Восход» (АОЗТ народно-художественных промыслов «Восход»), у которой очистные сооружения отсутствуют, загрязнение формирует за счет отходов волокна, отходов отделочных препаратов и красителей. ОАО завод «Ставбытхим» посредством отходов производства оказывает негативное химическое воздействие на атмосферу и загрязнение почв и грунтовых вод. Заводы поршневых колец и автокранов (ОАО металлургической, автотранспортной, пищевой «СТАПРИ» и ООО КПК «Автокрансервис») применяют горячую обработку металла, в результате чего отходы производства отрицательно воздействуют на атмосферный воздух, почвы, грунтовые воды. В юго-восточной промышленной зоне находятся предприятия машиностроительной, медицинской, приборостроительной промышленности: ГУП «Ставропольская биофабрика», ГУП ЗАО «Кинотехника». Предприятия центральной промышленной зоны не располагаются столь компактно, как в других зонах, и представляют различные отрасли: завод кожевенный завод. Сточные воды последнего относятся к высококонцентрированным и содержат шерсть, жиры, продукты распада белков, синтетические дубители, а так же известь, соединения хрома, алюминия и др. Для предприятий города характерны следующие промышленные отходы: металлургический шлам, осадок гальванических производств, электролит хромирования, отходы производства варки лака, нефтепродукты, не подлежащие регенерации, отходы черных и цветных металлов, шлам с очистных сооружений канализации, кирпичный и бетонный бой, опилки, стружка и другие древесные отходы, производственный мусор. Проблема организации специального полигона для складирования токсичных промышленных отходов в городе не решена. Значительная часть таких отходов вывозится на бытовые свалки, что ведет к загрязнению окружающей среды и создает реальную угрозу здоровью населения. Расположение функциональных зон в г. Ставрополе характеризуется тесным контактом между селитебными и промышленными зонами. Целый ряд промышленных предприятий расположен внутри жилых массивов. Мощным загрязнителем атмосферы городов является транспорт, при этом лидирующая роль принадлежит автомобильному транспорту. промышленностью и составляет 60-80 % Во многих городах выбросы автодорожного транспорта превалирует над от общего объема выбросов загрязняющих веществ в атмосферу (Государственный доклад …, 1998).

Бурная «эпидемия автомобилизации» как фактор загрязнения окружающей среды является характерным явлением для Ставрополя. Если в начале 70-х годов доля вредных веществ, вносымых автотранспортом в атмосферу составляла 10-13 %, то в настоящее время эта величина достигла 60 – 70 % и продолжает расти. Для Ставрополя отмечается устойчивый рост объема вредных выбросов автотранспорта – 67,5%. Автомобильный транспорт необходимо рассматривать и как индустрию, материалов, связанную развитием с и использованием горючих смазочных эксплуатацией дорожно-транспортной сети (Толоконников с соавт., 1999). Сейчас общее экологическое состояние в городах во многом определяется правильной организацией движения авто транспорта. В Ставрополе повышенному загрязнению воздуха выхлопными газами способствует сложный рельеф улиц, широкое использование дизельных автобусов, создающих дымные шлейфы, неудовлетворительное техническое состояние значительной части транспортных средств. Интенсивное насыщение воздуха выхлопными газами в часы пик происходит в районах Нижнего и Верхнего рынков, на перекрестках магистральных улиц (ул. Доваторвцев, пр. Кулакова, ул. Ленина) и в других местах скопления автотранспорта. По данным Ставропольстата в течение последних пяти лет увеличивается количество зарегистрированного автотранспорта в городе (рис. 1) Рис. Количество зарегистрированного автотранспорта в г. Ставрополе 7000 6000 5000 4000 3000 2000 1000 всего грузовые автобусы пикапы легковые специальные Основные виды воздействия транспорта на окружающую среду и природные ресурсы – загрязнение токсичными веществами отработавших газов двигателей автотранспортных средств, выбросы вредных веществ в атмосферу от стационарных источников, загрязнение поверхностных водных объектов, образование отходов и воздействие транспортных шумов, вторичное загрязнение (Государственный доклад …, 2003). В состав выхлопных газов автомобилей входит 200 химических соединений, из которых наиболее токсичны оксиды углерода и азота, углеводороды, в т.ч. полициклические ароматические (бенз(а)пирен и пр.) (Вронский, Саламаха, 2001). Известно, что в России 75% выпускаемых бензинов являются этилированными и в своем составе содержат свинец. Использование этилированного бензина при интенсивном транспортном потоке приводит к значительному загрязнению свинцом почв и растительности на площадях, прилегающих к городским автострадам (Давыдова, 2000). Автотранспорт является существенным источником загрязнения различными токсикантами (помимо выхлопных газов) окружающей среды. При истирании тормозных колодок в воздух и почву попадают тяжелые металлы (цинк, молибден, никель, хром), а при износе автопокрышек - кадмий, свинец, молибден, цинк (Государственный доклад..., 1998). Особая опасность этих выбросов заключается в том, что в них содержится сажа, способствующая глубокому проникновению тяжелых металлов в организм человека. Наибольшая концентрация выбросов отмечается на высоте 1-1,5 м от земной поверхности, т.е. на уровне органов дыхания человека. Источниками повышенных концентраций Сd, РЬ, Ni, Zn в придорожных почвах и растениях являются бензин, автомобильное масло и шины (Загрязнение воздуха …, 1988). Известно, что Zn может поступать в атмосферу при стирании автомобильных шин, для вулканизации которых он используется (Устойчивость к тяжелым металлам…, 1991). О масштабах этого явления в крупных городах можно судить по тому, что в Москве только при движении городских линейных автобусов образуется 175-200 т резиновой пыли в год (Родзевич, 1999). Наличие никелевого загрязнения в районах с интенсивным движением может объясняться использованием бензина, содержащего никель и снашиванием никелесодержащих автомобильных частей (Загрязнение воздуха и …, 1988). Детали и механизмы автомобилей, которые подвергаются изнашиванию и коррозии в процессе эксплуатации, также могут служить источниками тяжелых металлов в окружающей среде. Так, Сг, Ni Cu, Pb входят в состав применяемых в автомобилестроении сталей и чугунов в качестве лигирующих компонентов в количестве от 0,05 до 18% по массе. При изготовлении автомобильных деталей широкое применение находят сплавы на медной и цинковой основе, медно-никелевые и магниевые сплавы. В качестве материалов трущихся поверхностей широко применяются автифрикционные сплавы оловянистые, свинцовые и т.д. Чистая медь применяется редко (в основном в электроприборах), зато широко применяются медно-цинковые сплавы, оловянистые и безоловянистые бронзы. Для получения защитных и декоративных покрытий применяется цинкование, хромирование (Мотовилин с соавт., 1989). Железо попадает в придорожное пространство в результате истирания цилиндров двигателя и коррозии других механизмов и деталей (Миронов, Евсигнеев, 1986). Кроме того, мощный транспортный поток приводит к разрушению асфальтового покрытия, которое так же является источником загрязнения тяжелыми металлами, такими как кадмий, свинец, никель, хром, медь (Почвы, город, экология, 1997) Практически во всех промышленных центрах наблюдается накопление свинца, меди, цинка, олова, вольфрама, молибдена, никеля, кобальта, хрома и ртути (Сает с соавт., 1985). Ряд авторов (Сает с соавт., 1985;

Лепнева, Обухов, 1987;

Москаленко, Смирнова, 1990;

Касимов с соавт., 1990) отмечают то, что в городах максимальное накопление тяжелых металлов наблюдается в верхнем слое почв (до 10 см). Цинк попадает в почвы и другие компоненты геохимической среды, прежде всего из скоплений мусора (санкционированных и несанкционированных свалок), в т.ч. строительного, представленного различными деталями, покрытыми цинковыми белилами или оцинкованными, а также остатками медикаментов и косметических средств, изделиями из латуни. Кроме того, цинк загрязняет среду вдоль автодорог, в процессе истирания шин. Наконец, цинк широко применяется при производстве удобрений (Фролов, 1986). В 2000 году общие выбросы цинка в атмосферу г. Ставрополя от стационарных источников составили 0,1098 тонн. На долю отрасли машиностроения и металлообработки приходится 24 % (0,0267 тонн), химической и нефтехимической - 12,6 % (0,0139 тонн). Выбросы осуществляются в виде оксида цинка (81 %), сульфата цинка (10%), сульфида цинка (8,9%). Хром содержится в коммунально-бытовых водах, циркулирующих в канализационных сетях городов, применяется в различных химических производствах, установлен в золе каменного угля. Выбросы хрома и его соединений в атмосферу г. Ставрополя поступают от 18 предприятий и составили в 2000 году 0,0766 тонн. Из них 96 % выбросов приходится на 4 предприятия машиностроения. Выбросы трехвалентных соединений хрома (0,498 тонн за 2000 год) так же осуществляется предприятиями машиностроения (98 % выбросов дают 6 предприятий). Происхождение свинца, по мнению Фролова (1986), в различных компонентах окружающей среды, в том числе и в почвах обжитых территорий, на 90 % является антропогенным. Наиболее широко распространенным источником загрязнения среды свинцом являются выхлопные газы автотранспорта, выбрасываемые в атмосферу вдоль многочисленных дорог и далее оседающие в виде различных соединений на любые компоненты (почвы, поверхностные воды, растительность). Изучение содержания свинца вблизи крупных загородных автомагистралей показало, что они представляют собой довольно узкие геохимические аномалии шириной обычно не более 600 м и высотой 6-8 м (Добровольский, 1987). Дальность влияния автодороги на окружающую местность, а также уровень загрязнения вблизи полотна зависят от интенсивности движения автомашин, ветровых потоков, особенностей рельефа, типов автомобилей и скорости их движения, наличия защитных лесополос. Согласно обзору зарубежных источников, составленному А.В. Добровольским (1983), ширина придорожных аномалий свинца в почве сильно варьирует и по данным исследований, проведенных в Бельгии, Швейцарии, ФРГ и, других странах Западной Европы, достигает 100 м. Ю.Е. Сает (1987) выделяет зоны интенсивного воздействия автотранспорта (участки, где превышеньи ПДК по свинцу) на расстоянии 15 –25 м от полотна дороги, а зоны более слабого воздействия (где уровни концентрации в воздухе превышают фоновые) - до 80 – 100 м. По данным Е.М. Никифоровой (1981), аномальное накопление РЬ в растениях (в 2-6 раз выше фонового содержания) происходит в зоне, расположенной до 10 м от дороги, а в почвах (в 3-15 раз выше фона) - до 100 м от края шоссе. Другими, достаточно типичными источниками свинца в почвах являются различные отходы скопления (остатки мусора на свалках, деталей, содержащих выкрашенных строительные строительных свинцовыми белилами, битый кирпич, зола угля, содержащего свинец и т.д.). В 2000 году общие выбросы свинца в атмосферу г. Ставрополя от стационарных источников составили 0,0883 тонн. На долю химической и нефтехимической отрасли приходится 80,5 % (0,0709 тонн), пищевой - 3,4 % (0,003 тонн), машиностроения и металлообработки - 2,4 % (0,0021 тонн). Преобладают выбросы сернокислого свинца - 0,0555 тонн (63 % выбросов дает 1 предприятие химической отрасли), неорганических соединений свинца - 0,0303 тонн (25 предприятий). Медь содержится в минеральных удобрениях и средствах борьбы с вредителями растений, в золе каменного угля, применяется при производстве автопокрышек, т.е. пути ее попадания в почвы достаточно разнообразны. Общие выбросы меди в атмосферу от стационарных источников в г.Ставрополе за 2000 год составили 0,034 тонн, при этом вся масса выбросов (100%) приходится на машиностроительную отрасль. Медь в почву поступает в виде оксида меди – 85 % (2 предприятия) и сульфата меди – 12,9 % (3 предприятия). Марганец нередко содержится в каменном угле и концентрируется в его золе. В 2000 году общие выбросы марганца в атмосферу г. Ставрополя от стационарных источников составили 0,3158 тонн. На долю машиностроения и металлообработки приходится 63 % выбросов марганца и его соединений (0,199 тонн), пищевой – 4,9 % (0,0153 тонн), химической и нефтехимической отрасли –3,1 % (0,0099 тонн). Источниками загрязнения кадмием окружающей среды является добыча и металлургия цинка, электронная, электротехническая красок и и полупроводниковая промышленность, производство суперфосфатных удобрений. Выбросы кадмия в атмосферу города в 2000 году составили 0,3036 тонн, из них 0,287 тонн (94,7%) приходится на химическую и нефтехимическую отрасли;

0,0171 тонн (5,6%) – на машностроительную и металлообработки. В структуре загрязнения преобладает стеарат кадмия (0,286 тонн или 94,6% от общего по городу), который поступает от 1 предприятия. Выбросы оксида кадмия составляют 5,6%, сульфата кадмия – 0,04%. Выбросы кобальта в атмосферу города Ставрополя осуществляются химической и нефтехимической отраслями в виде стеарата кобальта (79,6 % от общего количества) и сульфата кобальта (20 %). В 2000 году в атмосферу от стационарных источников попало 0,0098 тонн кобальта. Выбросы никеля в атмосферу города Ставрополя от стационарных источников за 2000 год составили 0,0645 тонн. Из них 74,8 % (или 0,0479 тонн) приходится на химическую и нефтехимическую отрасли;

выбросы осуществляются в виде никеля сернокислого (0,00 147 тонн), оксида никеля (0,00233 тонн), никеля стеарата (0,0171 тонн). Отрасли машиностроения и металлообработки выбрасывают 25 % никеля (0,016 тонн) в виде никеля металлического (0,00619 тонн), никеля растворимые соли (0,00083 тонн), никеля сернокислого (0,0096 тонн).

ГЛАВА II. МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЙ Экспериментальная часть настоящего исследования проведена в 2002– 2004 гг. в лаборатории кафедры общей биологии и на базе научно– образовательного центра «Технологии живых систем» Ставропольского государственного университета. Научно–образовательный центр «Технологии живых систем» проходит регулярную метрологическую поверку состояния применяемых приборов и оборудования. Объектами настоящего исследования явились почвы города, испытывающие на себе различное по интенсивности автотранспортное и промышленное воздействие, а в качестве предмета исследования – лук-севок (Allium cepa) сорт «Штутгартер–Ризен», редис (Raphanus sativus) сорт «Политез» и кресс–салат (Lepidium sativum) сорт «Ажур». Выбор предмета исследования не случаен, так как в последние годы использование растений в качестве биологических тестов химических веществ ведется в различных областях мониторинга окружающей среды. Среди других тест–систем Allium cepa выступает в качестве примера растений, используемых в скрининге мутагенов (Nilan, 1978). Кроме того, экспериментов испытуемой на почвенной луке растений экспериментальных с несложная методика проведения длительный большим данный контакт объект по количеством обеспечивает достаточно Во–вторых, вытяжки.

чувствительности приближается к культуре клеток человека (Fiskesjo G., 1985). В третьих, цитогенетическому анализу у лука можно подвергнуть меристемные клетки, непосредственно контактирующие с тестируемой почвенной вытяжкой. Тест по Allium cepa можно использовать для тестирования чистых химических веществ, питьевой воды, природной воды, индустриальных отходов, а также является особенно полезным для быстрого скрининга химических веществ, составляющих риск для окружающей среды (Золотаревас соавт., 1977;

Погосянс соавт., 1987;

Илющенко, Щегольков, 1990;

Довгалюк с соавт., 2001a, 2001 b;

Куцоконь с соавт., 2003;

Евсеева с соавт., 2003 ;

Fiskesjo 1981a, 1981b, 1982, 1983, 1988;

1997;

Rank et al., 1993;

Rank, Nielsen, 1993, 1994, 1998;

Kovalchuk et al., 1998). Lepidium sativum (кресс–салат) отличается быстрым ростом и почти стопроцентным прорастанием. Он рекомендуется для исследования почвы на вредные вещества для определения загрязнения воздуха, например, выхлопными газами (Steubing, Kunze, 1972;

Al–Tayyar, 1981). Кроме того, этот тест–объект является чувствительным к загрязнению почв свинцом (Шунелько, Федорова, 2000). Raphanus stivus (редис) используется при биотестировании сточных вод и их осадков, используемых для орошения и удобрения (СанПин 2.1.7.573– 96), является чувствительным тест–организмом к загрязнению почв кадмием, цинком, медью и никелем (Шунелько, 2000) и применялся для биотестирования почв земледельческих полей орошения Оренбургского газохимического комплекса (Гарипова, Калиев, 2004). Районы отбора почвенных образцов. Пробы почвы отбирались в восьми различных пунктах города Ставрополя на оживленных перекрестках с различным по интенсивности автотранспортным и промышленным воздействием (рис. 2). В местах отбора проб почв была подсчитана интенсивность движения автотранспорта. Подсчет проводился в рабочие дни в часы пик в течение 20 минут с перерасчетом на количество автомобилей в час (Шунелько, 2000). Пункт 1. Территория, примыкающая к заводу «Аналог» со стороны многоэтажных жилых застроек. Пробы почвы брались на газонах, вблизи дорог. Интенсивность движения – 2859 ед/час. Пункт 2. Перекресток ул. Доваторцев – Мира. Транспортно– селитебная зона. Пробы почвы брались по периметру прямоугольника, образующегося жилыми застройками, вблизи дороги. Интенсивность движения автотранспорта – 2562 ед/час. Пункт 3. Перекресток ул. Мира – Маршала Жукова. Территория, центрального автовокзала и непосредственно примыкающая к нему. Пробы почвы брались на газонах автовокзала вблизи дорог. Интенсивность движения автотранспорта – 2232 ед/час. Пункт 4. Перекресток ул. Шпаковсакя – 50 лет ВЛКСМ. Пробы почвы брались у входа в Парк Победы, на протяжении 100 метров. Интенсивность движения автотранспорта – 1626 ед/час. Пункт 5. Перекресток ул. Гражданская – проспект Карла Маркса. Неподалеку от пункта располагается ж/д вокзал. Пробы почвы брались на газонах, в аллее. Интенсивность движения автотранспорта – 1440 ед/час. Пункт 6. Нижняя часть Центрального парка, примыкающая к селитебной зоне и граничащая с многоэтажными застройками и дорогой. Интенсивность движения автотранспорта – 148 ед/час. Пункт 7. Перекресток ул. Лермонтова – Пушкина, район верхнего рынка. Пробы почвы брались на газонах вблизи дороги. Интенсивность движения автотранспорта – 2610 ед/час. Пункт 8. Перекресток ул. Голенева – проспект Карла Маркса, район нижнего рынка. Пробы почвы брались на газонах вблизи дороги. Интенсивность движения автотранспорта – 3882 ед/час. Контроль. В качестве контроля была использована почва, собранная на агробиологической станции Ставропольского госуниверситета за пределами города. Участок, с которого отбирались образцы почв, находится на не менее 150 м от ближайших автомобильных дорог (считается, что такое расстояние исключает аэрогенное попадание тяжелых металлов в почву от основного источника загрязнения автотранспорта (Казюта, 1988).

Рис. 2 Пункты отбора почвенных образцов Источник: www.infa.ru Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт Отбор почвенных образцов. Для биотестирования почв и для последующего определения содержания микроэлементов, по городу, в определенных пунктах, отбирались объединенные пробы, состоящие из 5 точечных проб с площади 5 5 м, расположенных «конвертом». Отбор проб в каждом пункте производился на территории равной 300 кв.м. Подготовка почвенных образцов для биотестирования, химических и агрохимических анализов. Точечные пробы отбирались на глубину 0 – 10 см. Свежие почвенные пробы ссыпались на полиэтиленовую пленку, тщательно перемешивались, квартовались 3 – 4 раза (измельченная вручную почва разравнивалась на полиэтиленовой пленке в виде квадрата, делилась на четыре части, две противоположные части отбрасывались, две оставшиеся части перемешивались). Оставшаяся после квартования почва разравнивалась на бумаге, условно делилась на 6 квадратов, из центра которых бралось примерно одинаковое количество почвы в полотняный мешочек (около 1 кг). После квартования свежая почва использовалась для биотестирования. Для приготовления водных вытяжек пробы почвы, полученные в результате квартования, доводились до воздушно–сухого состояния в сушильных шкафах при температуре 30–400 С. Для приготовления кислотной вытяжки и агрохимических анализов почва дополнительно растиралась и пропускалась через почвенные сита с диаметром отверстий 1 мм. Приготовление водных вытяжек почв для биотестирования. Один объем воздушно–сухой просеянной через сито с диаметром отверстий 1 мм почвы взбалтывали с четырьмя частями дистиллированной воды в течение 15 минут. Полученную смесь отстаивали в течение суток. После этого почвенную суспензию еще раз взбалтывали и фильтровали через всю толщу почвы на складчатом бумажном фильтре. Полученную вытяжку использовали для биотестирования.

Подготовка водных вытяжек почв к анализу. Водные вытяжки фильтровались через бумажный фильтр два раза. После этого пробы фиксировались для хранения (не более трех суток) концентрированной азотной кислотой (1 мл HNO3 на 1 л водной вытяжки). Отфильтрованную водную вытяжку заливали в мерный цилиндр емкостью 1л до метки. Затем из цилиндра воду заливали в фарфоровую чашку на 250 мл и ставили на плитку для выпаривания. Процесс выпаривания продолжался до полного высыхания вытяжки в чашке (по мере выпаривания вытяжки из чашки в нее подливалась еще водная вытяжка). Затем чашка охлаждалась и осадок растворялся небольшим количеством (до 3 мл) 0,5 н HNO3. Полученный раствор фильтровали в пробирку с меткой 10 мл через бумажный фильтр и доводят до метки дистиллированной водой. После этого водная вытяжка готова к анализу. Приготовление кислотных вытяжек почв для анализа. Пробу почвы массой 5 г помещали в чистую колбу (промытую несколько раз хромкой, дистиллятом и бидистилятом). К пробе добавляли 50 мл 1 н HNO3 и взбалтывали на ротаторе в течение 1 часа. Вытяжку фильтровали через складчатый фильтр, первые порции фильтрата отбрасывались, в последующих определялись Cu, Pb, Cd. Zn, Cr, поскольку эти металлы входят в число приоритетных загрязнителей г. Ставрополя (Дегтярева, 2003). Содержание тяжелых металлов в почвах, водных вытяжках почв. Приготовленные пробы атомизировались в среде ацетилен–воздух пламенной горелки спектрофотометра «Perkin – Elmer 2280». Содержание элементов в почве (Cu, Pb, Cd, Zn, Cr) определяли в научно–образовательном центре «Технологии живых систем» Ставропольского государственного университета в соответствии с «Методическими указаниями по определению тяжелых металлов в почвах сельхозугодий и продукции растениеводства» (1992) и «Методическими указаниями по определению тяжелых металлов в кормах и растениях и их подвижных соединениях в почвах» (1993). Анализы проводились с двумя параллельными. Среднее арифметическое двух параллельных–результат определения одной пробы. Для каждой серии навесок проводился холостой опыт, включающий все стадии определения, кроме взятия навесок анализируемого материала. Холостой опыт проводился не менее, чем в 3 кратной повторности и его средний результат вычитался из показателя анализируемых проб. Повышенным содержанием тяжелых металлов считали, если данные результатов химического анализа для каждого элемента превышал следующие значения: медь – 20 мг/кг, свинец – 32 (мг/кг), кадмий – 0,3 мг/кг (Зырин, Обухов с соавт., 1971;

«Вредные химические вещества…», 1989), цинк 37 мг/кг (РД 52.18.191 – 89), хром – 50 мг/кг (Обухов и др., 1991). Определение кислотности почвы. Кислотность почвы определялась потенциометрическим способом, который сводится к измерению ЭДС, которая возникает при опускании в почвенную суспензию двух различных электродов: измерительного и электрода сравнения. В нашем случае определялась кислотность водной вытяжки (Ягодин с соавт., 1987). Повторность эксперимента трехкратная. Определение гумуса. В пробах почв определение содержания гумуса проводили по методу И.В. Тюрина (вариант ЦИНАО). Данный метод основан на окислении гумуса почвы раствором калия двухромовокислого в серной кислоте с последующим фотоколориметрическим определением трехвалентного хрома, эквивалентного содержанию гумуса. (Ягодин с соавт., 1987). Повторность эксперимента трехкратная. Биотестирование почвенных вытяжек с помощью луковиц Allium cepa. Осторожно очищенные луковицы Allium cepa (сорт «Штутгартер Ризен») одинакового размера (1,5 – 3 см в диаметре) помещали на пробирки, заполненные водными вытяжками почв. Для каждого варианта использовали по 12 луковиц. Образцы вытяжек меняли ежедневно, а испарившуюся жидкость из пробирок восполняли дистиллированной водой. Эксперимент выполняли в условиях, защищенных от попадания прямых солнечных лучей. О фитотоксичности почвенной вытяжки судили по приросту корневых пучков. На 4, 7 и 14 сутки измеряли длину корней у луковиц с помощью линейки с точностью до 1 мм. Повторность эксперимента трехкратная. Биотесты водных вытяжек почв на всхожесть семян редиса, кресс–салата. Для биотестирования почвенных вытяжек семена редиса и кресс–салата (сорт «Ажур») проращивали в очищенном кварцевом песке и поливали водной вытяжкой исследуемых почв. Выбор песка в качестве среды для прорастания семян обусловлен очень низкой способностью его поглощать ионы, небольшой Кварцевый буферностью песок сначала и хорошей промывали водопроницаемостью.

водопроводной водой, затем заливали разбавленной (1:1) соляной кислотой и оставляли на сутки. После этого песок промывали водопроводной водой до исчезновения кислой реакции на лакмус, а затем дистиллированной водой и высушивали. Прокаливали до обугливания помещенных в него полосок бумаги и просеивали. Семена для каждого варианта закладывали в сухой кварцевый песок в чашки Петри по 150 семян в трех повторностях и поливали вытяжкой исследуемых пунктов. Ежедневно песок в чашках Петри увлажнялся одинаковым количеством водной вытяжки соответствующего пункта. Всхожесть и энергия прорастания семян определялась по общепринятым методикам (ГОСТ 12039–82 и ГОСТ 12038–84). Энергию прорастания у редиса определяли на 3, а всхожесть на 6 сутки. У кресс–салата на 3 и 5 сутки соответственно. Контролем служили семена, проросшие на песке, периодически увлажняемом, водной вытяжкой почвы контрольного пункта. Тестирование водных вытяжек почв на проростках редиса и кресс–салата. Очищенный кварцевый песок в трехкратной повторности помещался в чашки Петри до половины, увлажнялся. На поверхность песка в каждую чашку укладывалось по 150 семян редиса (150 семян кресс–салата). Семена присыпали сверху песком, увлажняли. В течение последующих 10 дней чашки Петри с прорастающими семенами поливали равным количеством водной вытяжки почв исследуемых пунктов. По прошествии 10 дней проростки осторожно освобождались от песка, промывались, высушивались фильтровальной бумагой, после чего проводилось взвешивание, и измерение длины отдельно надземной части и корней растения. Измерения длины надземной части и корней тест– растений проводили с помощью линейки с точностью до 1 мм, взвешивание исследуемых органов тест–растений проводили на аналитических весах 2–го класса точности «ВЛР–200». водной вытяжкой почвы контрольного пункта. Изучение влияния повышенного содержания тяжелых металлов тестируемых почв на каталазную активность в проростках тест– растений. Активность каталазы в четырехдневных проростках редиса, кресс–салата определяли газометрическим методом в модификации А.И.Ермакова. Суть метода заключается в улавливании и измерении объема выделившегося кислорода после прибавления к водному экстракту каталазы перекиси водорода. Данный метод подробно описан в руководстве «Методы биохимического исследования растений» (1972.). Для получения четырехдневных проростков тест–растений усредненные пробы почв в трехкратной повторности до половины помещались в чашки Петри, увлажнялись. На поверхность почвы в каждую чашку укладывалось по 100 семян редиса (100 семян кресс–салата). Семена присыпали сверху почвой, увлажняли. В течение 4 дней чашки Петри с исследуемым субстратом поливали равным количеством воды. По прошествию 4 дней проростки осторожно освобождались от земли, промывались, высушивались фильтровальной бумагой и использовались для экспериментов. Повторность эксперимента трехкратная. Контролем служили проростки, выросшие на почве контрольного пункта. Контролем служили проростки, ввыросшие на песке, периодически увлажняемом, Биотестирование почв на всхожесть семян редиса, кресс–салата. Для биотестирования почв семена редиса (сорт «Политез») и кресс–салата (сорт «Ажур») проращивали в исследуемых почвах. Семена для каждого варианта закладывали в увлажненную дистиллированной водой, свежую почву в чашки Петри по 100 семян в четырех. Ежедневно почву в чашках Петри увлажняли одинаковым количеством дистиллированной водой. Всхожесть и энергия прорастания семян определялась по общепринятым методикам (ГОСТ 12039–82 и ГОСТ 12038–84). Энергию прорастания у редиса определяли на 3, а всхожесть на 6 день. У кресс–салата на 3 и 5 сутки соответственно. Контролем служили семена, проросшие на почве контрольного пункта. Тестирование почв на проростках редиса и кресс–салата. Усредненные пробы почв в трехкратной повторности помешались в чашки Петри до половины, увлажнялись. На поверхность почвы в каждую чашку укладывалось по 100 семян редиса (100 семян кресс–салата). Семена присыпали сверху почвой и увлажняли. В течение последующих 10 дней чашки Петри с исследуемым субстратом поливали равным количеством воды. По прошествию 10 дней проростки осторожно освобождались от земли, промывались, высушивались фильтровальной бумагой, после чего проводилось взвешивание, и измерение длины отдельно надземной части и корней растения. Измерения длины надземной части и корней тест–растений проводили с помощью линейки с точностью до 1 мм, взвешивание исследуемых органов тест–растений проводили на аналитических весах 2–го класса точности «ВЛР–200». Контролем служили проростки, выросшие на почве контрольного пункта. Изучение влияния тяжелых металлов водных вытяжек тестируемых почв на каталазную активность в проростках тест– растений. Активность каталазы в четырехдневных проростках редиса, кресс–салата определяли газометрическим методом в модификации А.И.Ермакова. Этот метод заключается в улавливании и измерении объема выделившегося кислорода после прибавления к водному экстракту каталазы перекиси водорода. Данный метод подробно описан в руководстве «Методы биохимического исследования растений» (1972.) Для получения четырехдневных проростков тест–растений в чашки Петри помещалась фильтровальная бумага в два слоя и увлажнялась водной вытяжкой почв соответствующих пунктов. На поверхность увлажненной бумаги в каждую чашку укладывалось по 100 семян редиса (100 семян кресс–салата). В течение 4 дней чашки Петри добавляли одинаковое количество вытяжки. По истечению 4 дней проростки осторожно промывались, высушивались фильтровальной бумагой, и использовались для экспериментов. Повторность эксперимента трехкратная. Контролем служили проростки, выросшие на песке, периодически увлажняемом, водной вытяжкой почвы контрольного пункта. Изучение влияния тяжелых металлов почв (водных вытяжек почв) тестируемых пунктов на митотическую активность клеток корневой меристемы тест–растений. Семена репчатого лука (сорт Штутгартер Ризен) проращивали в чашках Петри на исследуемых водных вытяжках (почвах). Для анализа отбирали проростки с корешками длиной 1,5–2,0 см. В корневой меристеме проростков лука репчатого определяли митотический индекс как процент делящихся от общего количества наблюдаемых клеток. Часть проростков в утренние часы фиксировалась в уксусном алкоголе (96% этиловый спирт и ледяная уксусная кислота в отношении 3:1) не менее 30 минут. Для окрашивания проростки помещались на сутки в 3 — 4 % раствор ацетокармина. По истечении этого времени у проростков отсекались кончики корешков (1 — 2 мм), из которых готовились временные давленые препараты по общепринятой методике (Магулаев, 1980.) Препараты исследовались под микроскопами МБИ—3 и МРУ — 5 (Варшава.) Митотический индекс рассчитывали по формуле: MI = (P + M + A + T) / (P + M + A + T + I) 100, где в числителе – сумма профаз, метафаз, анафаз и телофаз (число делящихся клеток), в знаменателе –сумма делящихся и не делящихся клеток (I –число клеток находящихся в стадии интерфазы). В каждом варианте подсчитывалось от 2000 до 3000 клеток. Количественная оценка действия почв (водных вытяжек почв) тестируемых пунктов. Процент ингибирования тест–отклика растений вычисляли по формуле: К1 х 100 % I = 100 % - ––––––––––, К2 где:

I – процент ингибирования тест–отклика растений (%), K1 – среднее значение тест–отклика растений в опыте. К2 – среднее значение тест–отклика растений в контроле. Для получения сопоставимых результатов по итогам тестирования рассчитывали индекс токсичности почв (водной вытяжки почв) пунктов для каждой тест–функции по формуле: ИТФ = (ТФ 0 / ТФ К), где ТФ 0 – значение регистрируемого тест–отклика в опыте;

ТФ К – в контроле. Величина ИТФ изменяется от 0 до М, где М–любая положительная величина. Среднее значение индекса токсичности почв (водной вытяжки почв) для каждого пункта рассчитывали по формуле: ИТФ СР = (ИТФ 1 + ИТФ 2 + ИТФ З + …) / n, где ИТФ 1, ИТФ 2, ИТФ 3–индексы токсичности, рассчитанные для каждой тест–функции;

n – количество тест–откликов, задействованных в эксперименте для конкретного пункта (Кабировс соавт., 1997). В качестве тест–отклика использовали длину корней луковиц, митотический индекс, всхожесть семян, длину и массу надземной / подземной части проростков тест–растений, активность каталазы в проростках тест–растений. Водную вытяжку, почву считали фитотоксичной, если величина тест– функции в опыте достоверно ниже таковой в контроле (р 0,9500). Тестируемые почвы 0,9500). Все экспериментальные данные обрабатывались статистически (Рокицкий, 1967;

Магулаев, 1994) на IBM PC Pentium IV с использованием пакета программы Statistica v 6.0. Корреляционные зависимости оценивали по параметрическому коэффициенту корреляции (r). В качестве величины расстояния при кластерном анализе использовали расстояние Евклида, а стратегию классификации – стратегия группового соседа. Фотографии сделаны с помощью цифровой фотокамеры Sony DCS — F 707. обладают стимулирующими свойствами, если величина тест–функции в опыте достоверно выше таковой в контроле (р ГЛАВА III. ИЗУЧЕНИЕ ВЛИЯНИЯ ПОВЫШЕННОГО СОДЕРЖАНИЯ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПОЧВАХ НА РАЗВИТИЕ ТЕСТ–ОТКЛИКОВ У МОДЕЛЬНЫХ РАСТЕНИЙ 3. 1 Содержание тяжелых металлов в почвах тестируемых пунктов В тестируемых почвах методом атомно–абсорбционной спектрофотометрии определялось содержание подвижных форм меди, кадмия, цинка, хрома и свинца. Результаты химического анализа почвы приведены в таблице 1. Табл. 1 Содержание подвижных форм ТМ в почвах тестируемых пунктов (экстрагент 1МHNO3) Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль ПДК 16,10 21,60 13,60 11,60 56,60 36,00 36,81 15,30 13,25 20,00 160,50 193,40 266,70 164,40 324,60 40,20 316,80 163,40 10,11 32,00 0,30 0,80 1,40 — 0,90 0,40 1,20 1,30 0,20 0,30 56,26 57,00 51,40 36,20 121,20 30,26 102,00 47,10 19,98 37,00 196,00 322,00 91,00 233,00 — 63,00 102,00 213,00 16,87 50,00 Cu Pb Cd Zn Cr Для организации результатов химического анализа почвы в наглядные структуры был использован кластерноый анализ. Суть кластерного анализа заключается в объединении объектов в достаточно большие кластеры, Типичным дерево используя некоторую меру сходства или расстояние между объектами. Чем ближе расстояние между объектами, тем более схожи они. результатом такой кластеризации является иерархическое (дендрограмма). В матрицу данных заносили средние значения содержания каждого элемента в почве. Данные кластерного (рис. 3;

табл.2, 3.) анализа показали, что происходит объединение исследуемых пунктов в один большой кластер, отдаленный от контроля, причем на максимальном расстоянии от контроля находится пункт 2. Кроме того, пункты 5 и 7 входят в один кластер. Аналогичная картина прослеживается и для 1 и 8 пунктов. Это говорит о схожем элементном составе почв этих пунктов, причем схожесть между пунктом 1 и 8 больше, чем между пунктами 7 и 5 (расстояния Евклида между кластерами соответственно равно 19,57 и 59,37). На последних шагах кластеризации происходит объединение кластеров. Дальнейшее объединение групп в кластеры говорит о схожести элементного состава, но уже не такой, как у вышеуказанных пунктов. Рис. 3 Дендрограмма результатов химического анализа почв на содержание в них некоторых тяжелых металлов 160 140 120 Расстояние связи 100 80 60 40 20 0 К П7 П5 П3 П6 П2 П4 П8 П Табл. 2 Пункты, объединенные в кластеры Пункты отбора проб почв, объединенные в кластеры П 1, 8 П 1, 8, 4 П 5, 7 П 3, 5, 7 П 1, 8, 4, 2 П 1, 8, 4, 2, 6 П. 1, 8, 4, 2, 6, 3, 5, 7, Контроль Кластерные расстояния 19,57 23,13 59,37 84,44 96,41 118,97 155,19 Табл. 3 Различия проб почв тестируемых пунктов по содержанию ТМ (расстояние Евклида) Пункты сбора проб почв П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 Контроль П1 130,34 149,45 42,51 266,84 118,96 218,37 19,57 236, П2 — 242,55 96,41 355,31 238,69 300,64 113,66 357, П П П П П П — — — — — — — — — — — — 175,69 — — — — — 135,48 298,67 — — — — 153,33 150,95 240,07 — — — 84,44 246,89 59,37 211,63 — — 159,92 23,13 280,27 132,69 230,06 — 268,93 266,051 333,64 155,19 320,28 250, 3. 2 Оценка загрязненности почв тестируемых пунктов тяжелыми металлами с помощью митотической активности В настоящее время цитогенетический мониторинг антропогенного загрязнения окружающей среды занимает общее место в системе экологического мониторинга. Приоритетность таких исследований на клеточном и хромосомных уровнях определяется наибольшей уязвимостью этих структур организма мутагенами, выбрасываемыми промышленностью и автотранспортом.

Митотическая активность нередко используется оценке исследователями в качестве чувствительного показателя в 1997, 2002) загрязненности окружающей среды (Востирикова, 1999;

Цитленок с соавт., Сейчас для выявления загрязнений окружающей среды широко используют растительные объекты (Погосян и др. 1991;

Бессоновас соавт., 1996;

Буторинас соавт., 2000;

Micieta, Murin, 1997). В связи с вышеперечисленным, представляется интересным определить митотическую активность пролиферативных клеток корешков проростков Allium cepa, выросших на почвах тестируемых пунктов с повышенным содержанием ТМ, а также определить существуют ли корреляционные связи между содержанием ТМ в почве, превышающее ПДК, и митотической активностью. Решение этой задачи позволит оценить перспективность применения тест– растений для цитогенетической оценки загрязнения почв ТМ в лабораторных условиях. Результаты исследования представлены в таблице 4. Табл. 4 Митотическая активность меристематических Митотическая активность 3,60 ± 0,23 3,34 ± 0,11 4,20 ± 0,93 3,54 ± 0,33 3,24 ± 0,66 3,76 ± 0,49 3,46 ± 0,16 3,88 ± 0,83 4,25 ± 0,36 клеток корешков проростков Allium cepa Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Достоверность различий с контролем, р 0,9372 0,9999 0,3255 0,9774 0,9551 0,8690 0,9999 0,6265 — Как видно из данных табл. 4 и рис. 4 ингибирование пролиферативной активности меристематических клеток корешков проростков лука репчатого составило: пункт 1 – 15,29 %, пункт 2 – 21,41 %, пункт 3 – 1,17 %, пункт 4 – 16,70 %, пункт 5 – 23,76 %, пункт 6 – 11,53 %, пункт 7– 18,59 %, пункт 8 – 8,70 % Рис. Митоз в клетках апикальной меристемы корней проростков Allium cepa 5 Митотический индекс, % 4 3 2 1 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Между данными по ингибированию пролиферативной активности существуют статистически значимые различия (р 0,9500). Исключения составляют пункты 1, 3, 6 и 8. Здесь различия статистически недостоверны. Корреляционный анализ между пролиферативной активностью клеток корневой меристемы проростков и содержанием ТМ в почве превышающих ПДК позволил выявить отрицательную корреляцию между содержанием цинкав почве пункта 1 и пролиферативной активность клеток корневой меристемы тест–растений (r Zn = - 0,52). Отрицательный характер корреляции говорит об уменьшении одного признака при увеличении другого. Для цинка и хрома выявлена положительная корреляция: r Pb = 0,43,, r Cr = 0,94. Заметная, весьма тесная корреляция обнаружена между изучаемыми признаками проростков, выросших на почве пункта 2 (r Pb = 0.81, r Cd = 0.5, r Zn= 0.37, r Cr = – 0.88). Анализ корреляционных связей выявил заметную положительную корреляцию для свинца (r Cd Pb = 0.40), заметную отрицательную, для кадмия (r = -0.5) – пункт 3, и отрицательные корреляции для свинца и хрома (r Pb = – Для пунктов 5, 6, 7, 8 коэффициенты корреляции соответственно 0.70;

r Cr = – 0.30) пункт 4. составили: r Cu = 0,22, r Pb = 0.63, r Cd = – 0,1, r Zn = – 0.25;

r Cu = – 0,5, r Pb = – 0.60, r Cd = – 0.5, r Cr = – 0.46;

r Cu = 0,42, r Pb = – 0.80, r Cd = – 0.5, r Zn = 0.87, r Cr = – 0.99;

r Cu = 0,97, r Pb = – 0.99, r Cd = – 1, r Zn = 0.96, r Cr = – 0.47. Таким образом, проведенный эксперимент показал, что митотическая активность то есть меристематической тестируемая почва ткани является корешков экспериментальных и ингибирует проростков, как правило, достоверно ниже таковой контрольных проростков, цитотоксичной пролиферацию клеток корневой меристемы проростков лука репчатого (максимальное ингибирование составило 30,77 % – пункт 5, минимальное– 8,97 % – пункт 3). Проведенный корреляционный анализ показал наличие как минимум заметной корреляции между содержанием ТМ в почве, превышающих ПДК, и активностью пролиферации клеток меристемы корешков проростков тест–растения. Это говорит о перспективности применения этого цитогенетического показателя для биотестирования загрязнения почв ТМ в лабораторных условиях с помощью модельных растений. 3. 3 Биотестирование почв по всхожести семян модельных растений В почве накапливаются разнообразные соединения естественного и антропогенного происхождения, обуславливающие ее загрязненность и токсичность (Реймерс, Яблоков, 1992). Определить степень токсичности почвы можно с помощью биотестирования (Кабировс соавт., 1997). Для этих целей применяется биотест на фитотоксичность (фитотест), который способен адекватно реагировать на экзогенное химическое воздействие путем снижения интенсивности прорастания корней, и, следовательно, выступать в роли индикаторов токсичности. Фитотест информативен, высоко чувствителен, характеризуется стабильностью получаемых результатов. Показателями фитотоксического действия являются снижение (по сравнению с контролем) всхожести семян, снижение длины корней, уменьшение скорости прорастания семян за первые 3 дня опыта. При этом наиболее информативным для проведения лабораторных опытов обладает тест на ингибирование роста семян (Определение токсичности…, 2004). В связи с вышеизложенным, представляется интересным исследовать фитотоксическое действие почв тестируемых пунктов с повышенным содержанием ТМ в биотесте на всхожесть семян модельных растений, а также определить существуют ли корреляционные связи между содержанием ТМ в почве, превышающее ПДК, и всхожестью семян. Результаты биотестирования приведены в таблице 5. Табл. 5 Результаты биотестирования почв по всхожести семян модельных растений Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Энергия Достоверность прорастания, различий с % контролем, р Редис 15,80 ± 1,63 0,9999 30,00 ± 2,05 0,9999 24,20 ± 1,91 0,9999 21,80 ± 1,85 0,9999 23,00 ± 1,88 0,9999 23,60 ± 1,90 0,9999 23,00 ± 1,88 0,9999 21,40 ± 2,04 0,9999 45,40 ± 2,23 — Кресс–салат 37,80 ± 2,17 0,9999 16,20 ± 1,65 0,9999 13,60 ± 1,53 0,9999 32,00 ± 2,09 0,9999 38,00 ± 2,17 0,9999 38,60 ± 2,18 0,9999 42,00 ± 2,21 0,9999 46,00 ± 2,23 0,9999 90,00 ± 1,34 — Всхожесть, % 24,60 ± 1,93 52,00 ± 2,23 41,40 ± 2,20 24,00 ± 1,91 39,60 ± 2,19 41,40 ± 2,20 36,00 ± 2,15 52,20 ± 2,23 82,00 ± 1,72 72,00 ± 2,01 37,80 ± 2,17 28,00 ± 2,01 39,60 ± 2,19 54,00 ± 2,23 43,20 ± 2,21 50,40 ± 2,23 55,80 ± 2,22 94,60 ± 1,01 Достоверность различий с контролем, р 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 — 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 — Рис. 5 Всхожесть и энергия прорастания семян модельных растений 100 90 Всхожесть, % 70 60 50 40 30 20 10 Пункт Пункт Пункт Пункт Пункт Пункт Пункт Пункт Контроль Е прор. редис Е прор. кресс-салат Всх. редис Всх. кресс-салат Влияние концентраций ТМ на всхожесть семян тест–растений было изучено с помощью корреляционного анализа. Выяснилось, что в этом случае имеет место как положительная, так и отрицательная корреляционная зависимость. При корреляционном анализе данных по биотестированию почв пункта 1 на фитотоксичность по всхожести семян редиса была обнаружена функциональная зависимость меду содержанием ионов хрома, в почве, и всхожестью семян (rCr = 0.94). Для свинца и цинка коэффициенты корреляции соответственно равны 0,43;

– 0,52. Практически сходные результаты были получены при корреляционном анализе данных для кресс–салата rPb = 0.41;

rZn = – 0.51;

rCr = 0.96. Анализ связей между вышеперечисленными признаками для пункта 2 позволил выявить наличие весьма тесной корреляционной связи между содержанием ионов свинца и всхожестью семян кресс–салата (rPb = 0,81). Для кадмия и цинка выявлена заметная положительная корреляция (rCd = 0,5;

rZn = 0,37). Для редиса эти показатели составили rPb = 0.80;

rCd = 0,5;

rZn = 0,40;

rCr = – 0. Корреляционная зависимость между изучаемыми признаками для пункта 3 (кресс–салат) имеет как отрицательную направленность (rCd = -0,48), так и положительную (rPb = 0,38). Аналогичная картина прослеживается и у редиса: rCd = – 0,45;

rPb = 0,36. Установление связей между всхожестью семян кресс–салата и содержанием ионов ТМ в почве пункта 4 показало отрицательную корреляцию для свинца, хрома (rPb = – 0,70;

rCr = – 0.30). Для редиса эти показатели составили: rPb = – 0,76;

rCr = – 0.38. Иная картина наблюдалась при корреляционном анализе данных биотестирования почвы пункта 5 и 6: rCu = 0.22;

rPb = 0.63;

rCd =–0,99;

rZn = – 0,25 (пункт 5 – кресс–салат);

rCu = 0.25;

rPb = 0.68;

rCd = – 0,64;

rZn = – 0,29 (пункт 5 – редис);

rCu = – 0.52;

rPb = –0.60;

rCd = – 0,5;

rZn = –0,96;

rCr = – 0.46;

(пункт 6 – кресс–салат);

rCu =–0.56;

rPb = – 0.62;

rCd =–0,5;

rZn = – 0,92;

rCr = – 0.52 (пункт 6 – редис). При биотестировании почвы пункта 7 и 8 также обнаружена как положительная корреляционная связь между содержанием ионов ТМ и всхожестью семян кресс–салата для меди (r = 0.42), цинка (r = 0,99;

r = 0,96), хрома (r = 0,99;

r = 0,47), так и отрицательная для свинца (r = – 0,82;

r = – 0,99), кадмия (r = – 0,5 r = – 0,98). Для редиса эти показатели отличаются от таковых кресс–салата: rCu = – 0.51;

rPb = 0.70;

rCd = 0,5;

rZn = 0,86;

rCr = – 0.83;

(пункт 7) и rPb = – 0.80;

rCd =–0,5;

rZn = 0,90;

rCr = –0.53 (пункт 8). По результатам биотестирования определяли процент ингибирования всхожести семян тест-растений (рис. 6) Между всеми пунктами, кроме 4 и 6 (для кресс–салата), 1, 4 и 6, 3 и 5, (для редиса) различия оказались достоверными ( р 0,9500). Таким образом, исследования показали, что всхожесть семян экспериментальных тест–растений, достоверно ниже таковых в контроле, то есть тестируемая почва является фитотоксичной и ингибирует развитие исследуемого тест–отклика. Проведенный корреляционный анализ показал Рис. 6 Ингибирование всхожести семян тест–растений Пункт 8 Пункт 7 Пункт 6 Пункт 5 Пункт 4 Пункт 3 Пункт 2 Пункт 1 0 10 20 30 40 50 60 70 80 кресс - салат редис Ингибирование, % наличие как минимум заметной корреляции между содержанием ТМ в почве, превышающих ПДК, и всхожестью семян тест–растений. Максимальный процент ингибирования всхожести семян для редиса составил 70,73 % – пункт 6, минимум – 36,34 % – пункт 8. Для кресс–салата максимум ингибирования составил – 70,40 % – пункт 2 и минимум – 23,89 – пункт 1. 3. 4 Тестирование почв на проростках редиса и кресс–салата Известно, что в городах образуются техногенные биогеохимические аномалии, которые характеризуются полиэлиментностью состава и накоплением ТМ в верхнем слое почвы (Сает с соавт., 1985;

Лепнева, Обухов, 1987;

Москаленко, Смирнова, 1990;

Касимовс соавт., 1990, и др.). Среди приоритетных загрязнителей городов многие исследователи выделяют тяжелые металлы, качественный состав которых в выпадениях из атмосферы зависит от промышленной специализации города. Приоритетными загрязнителями почв г. Ставрополя являются кадмий, свинец, цинк, медь и кобальт (Дегтярева 2003). В литературе имеются данные по использованию редиса в качестве модельного организма для биотестирования урбаноземов, где в качестве основных объектов исследования были выбраны почвы с известным содержанием гумуса, а также почвы, с превышением ПДК по свинцу в 3 – 8 раз (Шунелько, 2000). Исходя из этого, была предпринята попытка провести биотестирование почв вышеперечисленных пунктов в г. Ставрополе, с повышенным содержанием меди, свинца, кадмия, хрома и цинка (см. табл..1) с помощью двух модельных организмов редиса и кресс-салата, и выявить корреляционные связи между содержанием в почве ТМ, превышающих предельные концентрации и развитием тест-откликов у модельных растений (длина подземной и надземной частей). Результаты биотестирования отражены в таблице 6. Чувствительными к повышенным ПДК ТМ в почве оказались как проростки кресс–салата, так и редиса, точнее их подземная часть (рис. 7). Было зафиксировано статистически достоверное ингибирование роста корня кресс–салата на 38,54 % (пункт 1), 21,34 % (пункт 2), 48,68% (пункт 3), 35,25% (пункт 4), 47,48 % (пункт 5), 59,23 % (пункт 6), 31,41 % (пункт 7), 37,89 % (пункт 8). Шунелько (2000) при биотестировании урбаноземов с повышенным содержанием свинца с помощью проростков пшеницы, овса и кресс–салата, наблюдала стимулированное развитие корневой системы на 29%, 32% и 57% соответственно, что не согласуется с данными настоящего исследования (опыт с кресс–салатом). По всей вероятности, несогласование результатов можно объяснить тем, что в настоящем исследовании имеет место полиэлиментное загрязнение, загрязнение несколькими ТМ.

Табл. 6 Результаты биотестирования почв на проростках модельных растений Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Средняя длина, см 8,17 ± 0,81 4,03 ± 0,36 6,49 ± 0,59 3,20 ± 0,52 7,25 ± 0,44 11,16 ± 1,12 5,55 ± 0,68 6,95 ± 0,48 8,16 ± 0,44 2,95 ± 0,22 3,28 ± 0,22 2,14 ± 0,30 2,70 ± 0,23 2,19 ± 0,21 1,70 ± 0,24 2,86 ± 0,33 2,59 ± 0,90 4,71 ± 0,40 Корни Достоверность различий с контролем, р 0,0558 0,9999 0,9715 0,9999 0,8293 0,9999 0,9999 0,9999 — 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 — Средняя длина, см 9,07 ± 1,08 10,20 ± 0,50 6,03 ± 0,54 5,16 ± 0,70 6,60 ± 0,66 6,42 ± 0,68 6,28 ± 0,75 7,78 ± 0,44 8,23 ± 0,33 3,87 ± 0,18 4,31 ± 0,12 3,27 ± 0,30 4,10 ± 0,16 4,12 ± 0,12 3,80 ± 0,24 4,60 ± 0,15 4,28 ± 0,20 5,82 ± 0,20 Стебли Достоверность различий с контролем, р 0,4581 0,9999 0,9999 0,9999 0,9956 0,9999 0,9999 0,9051 — 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 — Средний вес, г Редис 0,03 ± 0,003 0,02 ± 0,008 0,04 ± 0,007 0,02 ± 0,002 0,02 ± 0,003 0,03 ± 0,003 0,02 ± 0,002 0,02 ± 0,006 0,02 ± 0,009 Кресс–салат 0,004 ± 0,0002 0,005 ± 0,0003 0,003 ± 0,0005 0,002 ± 0,0002 0,005 ± 0,0001 0,002 ± 0,0002 0,004 ± 0,0003 0,004 ± 0,0003 0,003 ± 0, Средний вес, г 0,14 ± 0,01 0,13 ± 0,01 0,09 ± 0,01 0,07 ± 0,01 0,12 ± 0,01 0,13 ± 0,01 0,10 ± 0,01 0,12 ± 0,01 0,12 ± 0,01 0,02 ± 0,001 0,02 ± 0,001 0,02 ± 0,002 0,03 ± 0,009 0,02 ± 0,001 0,02 ± 0,001 0,02 ± 0,001 0,02 ± 0,001 0,04 ± 0, Рис. Длина подземной части проростков модельных растений 12 Длина корня, см 10 8 6 4 2 Пу нкт 1 Пу нкт 2 Пу нкт 3 Пу нкт 4 Пу нкт 5 Пу нкт 6 Пу нкт 7 Пу нкт 8 Контроль редис кресс-салат У всех изученных проростков редиса, выращенных на тестируемых почвах, происходило как ингибирование, так и стимулирование роста корневой системы, в отличие от кресс–салата, где наблюдалось только ингибирование роста корня: пункт 1 – недостоверное стимулирование (0,86%), пункт 6 – достоверное стимулирование (37,78%), пункт 2, 3, 4, 5, 7, 8 достоверное ингибирование (50,63%, 19,88%, 60,78%, 10,49%, 31,48 %, 14,20%). Ильин и Степанова (1982), воздействуя на проростки пшеницы свинцом наблюдали стимулированное развитие корневой системы. Они же приводят в качестве примера результаты Ф. Аустенфельда (1979) на аналогичные результаты в опытах с никелем и кобальтом. Влияние исследуемый концентраций ТМ почвы, превышающих ПДК на тест–отклик (длина подземной части проростков) было изучено с помощью корреляционного анализа, результаты которого можно представить в виде схемы, в которой корреляционный связи убывают слева направо: Редис Пункт 1 Cr (0,94) > Zn (0,52) > Pb (0,43) > гумус (0,40) Пункт 2 Cr (- 0,88) > Pb (0,81) > Cd (0,5) > гумус (0,38) > Zn(0,37) Пункт 3 Cd (0,50) > Pb (0,46) > гумус (0,38) Пункт 4 Pb (- 0,99) > Cr (- 0,67) >гумус (0,19) Пункт 5 Cd (- 0,99) > Pb (0,73)> Zn (- 0,37) > гумус (0,26) > Cu (0,09) Пункт 6 Cd, Cu (0,99) > Cr (- 0,51) > Pb (- 0,37)> гумус (- 0,18) Пункт 7 Zn (0,99) > Cr (- 0,99)> Pb (- 0,82)> Cd (- 0,5)>Cu (0,42) >гумус (0,41) Пункт 8 Cd (- 1), Pb (- 0,99)> Zn (0,96)> гумус (0,52) > Cr (0,47) Кресс–салат Пункт 1 Cr (0,93) > Zn ( – 0,52) > Pb (0,43) > гумус (0,12) Пункт 2 Cr (0,88) > Pb ( – 0,81) > Cd ( – 0,5) > Zn( – 0,37) >гумус (0,30) Пункт 3 Cd (- 0,60) > Pb (0,5) > гумус (0,37) Пункт 4 Pb (- 0,70) > гумус (0,56) > Cr (– 0,30) Пункт 5 Cd (- 1) > Pb (0,63)> Zn (– 0,25) > Cu (0,22) > гумус (0,13) Пункт 6 Pb (-0,60) > Cu (0,52) > Cd (- 0,5) > Cr (- 0,46) > гумус (0,40) Пункт 7 Zn (0,99) > Cr (- 0,99)> Pb (- 0,81)> Cd (- 0,5)>Cu (0,42) >гумус (0,25) Пункт 8 Cd (1), Pb (0,99)> Zn (- 0,96) > Cr (- 0,47) > гумус (0,26) Другой целью настоящего исследования было выявить реакцию надземной части тест–растений на присутствие повышенного содержания ТМ в тестируемых почвах (рис. 8). Различия результатов биотестирования достоверны с контролем (р 0,9500), кроме пункта 1 и 8 (для редиса). Для почвы пункта 1 и 2 характерно стимулирование (10,21 %, 23,94 %) надземной части редиса. Для остальных пунктов характерно достоверное ингибирование развития надземной части проростков редиса: пункт 3– 26,73%, пункт 4 – 37,30 %, пункт 5 – 19,81 %, пункт 6 – 21,99 %, пункт 7– 23,69 %, пункт 8 – 5,47 %. На надземную часть проростков кресс–салата тестируемые почвы действуют угнетающе, достоверно ингибируя развития на 33,50 % пункт 1;

25,94 % – пункт 2;

43,81 % – пункт 3;

29,55 % – пункт 4;

29,21 % – пункт 5;

34,71 % – пункт 6;

20,96 % – пункт 7;

26,46 % – пункт 8.

Pages:     || 2 |



© 2011 www.dissers.ru - «Бесплатная электронная библиотека»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.