WWW.DISSERS.RU

БЕСПЛАТНАЯ ЭЛЕКТРОННАЯ БИБЛИОТЕКА

   Добро пожаловать!

Pages:     | 1 ||

«СТАВРОПОЛЬСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ На правах рукописи Багдасарян Александр Сергеевич БИОТЕСТИРОВАНИЕ ПОЧВ ТЕХНОГЕННЫХ ЗОН ГОРОДСКИХ ТЕРРИТОРИЙ С ИСПОЛЬЗОВАНИЕМ РАСТИТЕЛЬНЫХ ОРГАНИЗМОВ ...»

-- [ Страница 2 ] --

Рис. Длина надземной части проростков модельных растений Длина побега, см 10 5 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль редис кресс-салат Влияние концентраций ТМ, превышающих предельно допустимые для почвы, на развитие надземной части проростков модельных растений было изучено с помощью корреляционного анализа, результаты которого представлены в виде схемы: Редис Пункт 1 Pb (0,99) > Zn (0,48) > гумус (0,30) > Cr (0,17) Пункт 2 Cr (0,88) > Pb (- 0,81) > Cd (- 0,5) > гумус (0,38) > Zn (- 0,37) Пункт 3 Cd (- 0,5) > Pb (0,40) > гумус (0,30) Пункт 4 Pb (- 0,70) > гумус (0,51) > Cr (- 0,30) Пункт 5 Cd (- 1) > Pb (0,63)> Zn (- 0,25) > Cu (0,22) > гумус (0,13) Пункт 6 Cd (- 0,5) > Cu (- 0,52) > Cr (- 0,46) > Pb (- 0,60)> гумус (0,51) Пункт 7 Zn (- 0,99) > Cr (0,99)> Pb (0,81)> Cd (0,5)>Cu (- 0,42) > гумус (0,30) Пункт 8 Cd (- 1), Pb (- 0,99)> Zn (0,96) > Cr (0,47) > гумус (0,21) Кресс–салат Пункт 1 Cr (0,94) > Zn (0,52) > Pb (0,43) > гумус (0,43) Пункт 2 Cr (- 0,88) > Pb (0,81) > Cd (0,5) >гумус (0,40) > Zn(0,37) Пункт 3 Cd (-0,5) > Pb (0,40) > гумус (0,22) Пункт 4 Pb (- 0,86) >гумус (0,54) > Cr (- 0,05) Пункт 5 Cd (- 1) > Pb (0,63)> Zn (-0,25) > Cu (0,22) > гумус (0,13) Пункт 6 Pb (- 0,60) > Cu (- 0,52) > гумус (0,51) >Cd (- 0,5) > Cr (- 0,46) Пункт 7 Zn (0,99) > Cr (- 0,99)> Pb (- 0,82)> Cd (- 0,5)>Cu (0,42) >гумус (0,29) Пункт 8 Cd (- 1) > Pb (- 0,99) > Zn (0,96) > Cr (0,47) > гумус ( 0,53) Помимо учета длины надземной и подземной частей тест–растений в качестве тест–отклика учитывалась и сырая биомасса как надземной, так и подземной части модельных организмов (рис. 9). Результаты эксперимента указывают на стимуляцию развития биомассы надземной части редиса почвой пункта 1 – на 16,67%, пункта 2– на 8,33%, пункта 8 на 8,33 %. Ингибирующее действие на развитие биомассы побега прослеживается у проростков редиса, выросших на почвах пункта 3 – на 25,00 %,пункта 5– на 16,67 %, пункта 7–на 41,67 %. Для кресс–салата зафиксировано только недостоверное стимулирование развития массы побега под действием почвы пункта 7 на 50 %. Рис. Масса надземной части проростков модельных растений 0,15 Масса побега, мг 0,1 0,05 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 Что касается развития биомассы подземной части проростков редиса (рис. 10), то зафиксировано достоверное стимулирование 50, и 100 % соответственно. развития этого тест–отклика у проростков редиса, выросших на почвах пунктов 1, 3, 8 на 50, Для проростков кресс–салата зафиксировано как стимулирование развития тест–отклика (пункт 1, 4, 5–на 33,33 %, пункт 2, 6–на 66,67%), так и ингибирование развития этого тест–отклика (пункт 7, 8,–на 33,33%) Рис. Масса подземной части проростков модельных растений 0,04 0,03 0,02 0,01 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Масса корня, мг редис кресс-салат Для кресс–салата максимальное ингибирование развития подземной части проростка наблюдалось при прорастании на почве пункта 6 (64,58 %), минимальное–20,42 % (пункт 8). На развитие подземной части редиса оказывалось как стимулирования (37,78 % – пункт 6), так и ингибирование (максимальное–31,48 %–пункт 7, минимальное– 10,49 % – пункт 5). Ингибированное и стимулированное действие тестируемых почв оказывали и на развитие биомассы подземной части проростков модельных растений. Так, при проращивании семян редиса на почве пункта 8 наблюдалось 100 % стимулирование развития биомассы корня. При развитии биомассы подземной части проростков кресс–салата наблюдалось как стимулирование (66,67 % – пункт 2, 6), так и ингибирование (33,38 % – пункт 7, 8). Максимальное ингибирование развития надземной части проростков было зафиксировано у кресс–салата, выросшего на почве пункта 8 (77,46 %), минимальное–22,03 % (пункт 7). У редиса, помимо ингибированного развития данного тест–отклика (максимальное–30,69 % – пункт 3, минимальное–10,57 % – пункт 8) зафиксировано и стимулированное развитие (17,24 % – пункт 2). Стимулирование развития биомассы надземной части растения было зафиксировано у проростков, выросших на почве пункта 7 (50,00 % – кресс–салат) и почве пункта 7 (16,67 % – редис). Максимальное ингибирование развития биомассы зафиксировано только у проростков редиса, выросших на почвах пунктов 7 (41,67 %), минимальное – 16,67 % (пункт 5). Таким образом, проведенный эксперимент показал достоверные различия с контролем в длине подземной и надземной части тест–растений (различия в длине корня и стебля у редиса, выросшего на почве пункта 1, и редиса выросшего на почве пункта 8 (длина стебля), не достоверны), что говорит о фитотоксичности тестируемых почв.

3. 5 Действие повышенного содержания тяжелых металлов почв тестируемых пунктов на активность каталазы проростков модельных растений Многие тяжелые металлы ингибируют активность ферментов, образуют комплексные органические соединения, способные проникать через клеточные мембраны (Лозановская, с соавт., 1998). Повреждение ферментов относится к главным факторам токсического действия ТМ (Косицын, Алексеева–Попова, 1983). Изучая ферментативную активность растений ячменя сорта «Московский 121» в условиях произрастания на почве с повышенным содержанием цинка, никеля и марганца, Краснова (1990) установила, что в присутствии солей никеля и цинка активность инвертазы уменьшилась в 3 раза. Действие щелочной фосфатазы ингибировалось в 2,3 раза под действием никеля. Изучение литературы по данной тематике показало, что вопросу о влиянии ТМ на активность каталазы посвящено немало работ. Каталаза– фермент антиоксидантного комплекса, который защищает организм от разрушающего действия свободных радикалов (Верхотуров, 1999). В результате активирующего действия каталазы происходит расщепление токсичной для живых организмов перекиси водорода, образующейся при окислении углеводов, белков, жиров флавопротеиновыми ферментами на воду и свободный кислород. 2 Н2О2 2Н2О + О2 Образующийся в результате реакции активный кислород принимает участие в окислении органических соединений. (Пейве, 1961;

Щербакова с соавт., 1975). Зуев (2002) воздействуя на семена пшеницы (сорт «Безостая 1») и ячменя (сорт «Тайна») ПДК растворами солей меди, кадмия и свинца, наблюдал как ингибирование, так и стимулирование активности каталазы. Магулаев, Кривошеева (2004), воздействуя на семена мягкой пшеницы (сорт «Скифянка») ПДК растворов наблюдали аналогичную солей хрома, железа, кобальта и никеля и стимулирования картину–ингибирование активности фермента. Оголева, Чердакова (1986), изучая влияние никеля на биохимические процессы у люцерны синегибридной, установили, что увеличение концентрации никеля приводит к повышению активности аскорбиноксидазы, пероксидазы и каталазы. Барсукова (1997) предполагает, что подобная активация окислительно–восстановительных организма о в случае процессов присутствия ТМ свидетельствует о возможности участия ферментов в процессе формирования защитных Тем функций не растительного вопросу токсичных доз металлов. менее, влиянии концентрации антропогеннозагрязненных почв на активность каталазы, необходимо уделять большее внимание. Исходя из этого, была предпринята попытка определить активность каталазы в семенах, проросших на исследуемых почвах, с повышенным содержанием меди, кадмия свинца, цинка, и хрома, определить вклад металла превышающего ПДК для почвы на активность фермента. Решением этого вопроса можно оценить возможность использования этого метода для биотестирования загрязненности почв ТМ. исследования приведены в таблице 7.

Результаты биохимического Табл. 7 Каталазная активность проростков кресс–салата и редиса выращенных на почвах тестируемых пунктов (мл О2 / 9 мин. / г. сырого веса) Кресс–салат достоверность активность различий с фермента контролем, р 2,40 ± 0,50 0,9999 9,30 ± 0,40 0,9999 6,17 ± 0,12 0,9999 4,33 ± 0,03 0,9999 6,50 ± 0,06 0,9999 8,50 ± 0,06 0,9999 4,97 ± 0,03 0,9999 3,16 ± 0,03 0,9999 9,98 ± 0,06 — Редис достоверность активность различий с фермента контролем, р 5,26 ± 0,03 0,9999 6,07 ± 0,03 0,9999 4,20 ± 0,06 0,9999 6,63 ± 0,03 0,9999 5,33 ± 0,03 0,9999 5,77 ± 0,03 0,9999 5,33 ± 0,03 0,9999 4,26 ± 0,03 0,9999 13,21 ± 0,03 — Рис. Каталазная активность в проростках тест-растений 14 Активность фермента, мл О2 / г. сырого веса / 9мин 12 10 8 6 4 2 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Редис Кресс - салат Ингибирование активности каталазы в проростках редиса статистически достоверно составило 60,18 % (Пункт 1), 54,05 % (Пункт 2), 68,21 % (Пункт 3), 49,81 % (Пункт 4), 59,65 % (Пункт 5), 56,32 % (Пункт 6), 59,65 % (Пункт 7), 67,75 % (Пункт 8);

в проростках кресс–салата–75, % (Пункт 1), 6,81 % (Пункт 2), 38,18 % (Пункт 3), 56,61 % (Пункт 4), 34,78 % (Пункт 5), 14,83 % (Пункт 6), 50,20 % (Пункт 7), 68,34 % (Пункт 8) Результаты корреляционного анализа между концентрациями ТМ превышающих ПДК для почвы и активностью каталазы можно выразить с помощью схемы (в скобках указаны коэффициенты корреляции): Редис Пункт 1 Zn (0.96)>Cr (- 0.93)> Pb (0.29) Пункт 2 Cr (0.88)>Pb ( 0.81)>Cd ( - 0.50)>Zn ( - 0.37) Пункт 3 Cd (- 0.50)> Pb (0.40) Пункт 4 Pb (0.70)> Cr (0.30) Пункт 5 Cd (0.99)> Pb ( - 0.63)>Zn (0.25)>Cu ( - 0.22) Пункт 6 Pb (0,60)>Cu (0,52)>Cd (0,50)>Cr (0,46) Пункт 7 Cd (0,98)>Cu ( - 0,96)>Cr (0,68)>Zn ( - 0,61)>Pb (0,10) Пункт 8 Zn (- 0,86)>Cd (0,69)>Pb (0,61)> Cr (0,31) Кресс - салат Пункт 1 Cr - 0.99)> Zn (0.77)> Pb ( - 0.11) Пункт 2 Cr (0.98)>Zn(- 0.91)> Cd (0.24)> Pb ( - 0.18) Пункт 3 Cd (- 0.50)> Pb (0.40) Пункт 4 Pb (0.70)> Cr (0.30) Пункт 5 Cd (- 0.92)>Cu (0.57)> Pb (0.29)>Zn (0.14) Пункт 6 Pb (- 0.60)>Cu ( - 0.52)>Cd ( - 0.50)>Cr ( - 0.46) Пункт 7 Zn(0.99), Cr (- 0.99)> Pb (- 0.82)>Cd ( - 0.50)>Cu (0.42) Пункт 8 Cd (- 0.99), Pb (- 0.99)> Zn (0.96)> Cr (0.47) Как видно из схемы, наряду с положительной корреляцией между активностью фермента и содержанием ТМ в почве, превышающих ПДК, прослеживается и отрицательная, которая говорит об обратной связи между изучаемыми признаками (при увеличении одного признака соответственно уменьшается другой).

Таким образом, результаты экспериментов показали достоверное ингибирование активности каталазы в опытных проростках по сравнению с контрольными. Максимальное ингибирование активности каталазы проростков редиса составило 71,29 % (пункт 3), минимальное–29,12 % (пункт 8), для кресс–салата эти показатели соответственно составили 77,36 % (пункт 1) и 12,26 % (пункт 2). Кроме того, наличие, как минимум, заметной корреляции между активностью фермента и содержанием ТМ в почве, превышающих ПДК, и достоверное изменение активности каталазы по сравнению с контролем, говорит о возможности использования данного биохимического показателя в качестве тест–функции при мониторинге загрязнения почв ТМ. Для интегральной оценки результатов биотестирования почв был применен кластерный анализ. В матрицу данных заносились средние значения реакции тест–откликов редиса и кресс–салата отдельно для каждого пункта и контроля (энергия прорастания и всхожесть семян редиса и кресс– салата, длина, масса корня и побега, каталазная активность проростков редиса и кресс–салата). Данные кластерного анализа показали, что (см. рис. 12;

табл. 8, 9) пункты отбора проб почв группируются в один кластер, отдаленный от контроля, как и при кластерном анализе по результата элементного состава почв пунктов (см. рис. 3, табл.2, 3). Наибольшее кластерное расстояние отмечено между пунктом 3 (район центрального автовокзала) и контролем, пунктом 2 (перекресток ул. Ленина–Доваторцев– Мира) и контролем, пунктом 4 (вход в Парк Победы) и контролем. На первый взгляд кажется странным то, что Парк победы–территория отдыха, лесной массив оказался на одной стороне с загруженными автотранспортом улицами. Напомним, что почва для экспериментов отбиралась у входа в парк, на протяжении 100 метров. А вход в парк граничит с автодорогой, с интенсивным автодвижением и троллейбусной линией, которая, по мнению Шунелько (2000) считается одним из источников поступления ТМ в почву, из–за истирания контактов троллейбусных линий.

Рис. 12 Дендрограмма результатов биотестирования почв пунктов с помощью редиса и кресс–салата 80 70 60 Рассотяние связи 50 40 30 20 10 0 К П3 П2 П8 П6 П7 П5 П4 П Табл. 8 Пункты, объединенные в кластеры Пункты отбора проб почв, объединенные в кластеры П 5, 7 П 5, 7, 6 П 5, 7, 6, 8, П 2, 3 П 4, 5, 7, 6, 8 П 1, 4, 5, 7, 6, 8 П 1, 4, 5, 7, 6, 8, 2, 3 П 1, 4, 5, 7, 6, 8, 2, 3, Контроль Кластерные расстояния 6,93 11,80 15,44 17,01 19,30 25,01 27,45 71, Табл. 9 Кластерные расстояния между опытными данными и контрольными (расстояние Евклида) Пункты сбора проб почв П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 Контроль П1 51,53 53,88 34,17 25,01 35,04 26,23 33,42 87,01 П2 17,01 34,01 31,20 27,45 34,16 36,64 99,55 Пункты сбора проб почв П3 28,43 35,79 29,78 36,69 44,23 111, П4 22,67 21,20 19,30 35,69 102, П5 11,88 6,93 15,44 82, П6 11,80 19,55 86, П7 17,69 83, П8 71, Интересным считается объединение в кластеры таких пунктов, как пункты 2 и 3, 5 и 7. То, что эти пункты объединились в отдельные кластеры, говорит о схожей реакции тест–откликов редиса и кресс–салата на содержание ТМ в почвах. Проведенная ранее кластеризация пунктов по результатам химического анализа почв на содержание тяжелых металлов (см. рис.3;

табл. 2, 3) выявила схожесть в содержании ТМ только между пунктами 5 и 7, с расстоянием связи 59,37, а для пунктов 2 и 3 расстояние связи составляло 242,55. Таким образом, результаты кластерного анализа говорят о том, что, сходный химический состав почв пунктов может вызвать сходную реакцию тест–откликов модельных растений, и напротив, различное содержание ТМ в почвах пунктов может вызвать сходную реакцию тест– откликов у модельных растений. Таким образом, проведенный эксперимент по биотестированию почв, показал, что в условиях повышенного содержания меди, кадмия, свинца, цинка и хрома происходит достоверное ингибирование, а иногда и стимулирование развития тест–отклика. Так максимальное ингибирование митотической активности составило 30,77 % (почва пункта 5). Наиболее токсичной оказалась почва для семян редиса, которая вызвала ингибирования всхожести на 70,73 %. Максимальное ингибирование оказала почва пункта 6 на развитие корневой системы у кресс–салата на 64,58 %. Для редиса фитотоксичность почв проявилась в стимулировании развития корневой системы. Стимулированное действие на развитие данного тест–отклика оказывали почвы пунктов 1 и 6 на 0,86 % и 37,78 %, соответственно. Фитотоксическое действие почв на проростки редиса проявилось как в стимулировании (4,25 %, 17,24 %) надземной части (почвы пунктов 1 и 2), так и в ингибировании (пункт 5–27,82 %, пункт 7–27,82 %), когда на надземную часть проростков кресс–салата тестируемые почвы действуют угнетающе, достоверно максимально ингибируя развитие на 77,46 % – пункт 8. Токсическое действие почв проявилось и в ингибировании активности каталазы проростков редиса и кресс–салата, которое составило 71,29 % (пункт 3) для редиса и, 77,36 % (пункт 1) для кресс–салата. Исходя из полученных данных по активности каталазы в проростках редиса и кресс– салата этот биохимический критерий является перспективным для биотестирования городских почв, так как под действием повышенного содержания ТМ, в почвах, происходило достоверное ингибирование активности этого тест–отклика, что может служить биоиндикационным признаком для определения общей фитотоксичности урбаноземов. Проведенные кластерные анализы по результатам химического анализа почв и биотестирования показали, что сходный химический состав почв пунктов может вызвать сходную реакцию тест–откликов модельных растений, и напротив, различное содержание ТМ в почвах пунктов может вызвать сходную реакцию тест–откликов у модельных растений.

ГЛАВА IV. БИОТЕСТИРОВАНИЕ ВОДНЫХ ВЫТЯЖЕК ПОЧВ 4. 1. Содержание тяжелых металлов в водных вытяжках почв тестируемых пунктов В водных вытяжках тестируемых почв методом атомно–абсорбционной спектрофотометрии определяли содержание меди, кадмия, цинка, хрома и свинца. Результаты элементного анализа приведены в табл.10. Табл. 10 Результаты элементного анализа водных вытяжек почв на ААС «Perkin– Elmer 2280» Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль ПДК 1,05 3,77 1,78 1,61 1,22 7,31 3,81 2,43 1,00 20,00 0,46 0,59 0,35 0,45 0,49 0,23 0,43 0,58 32,00 0,30 0,93 1,33 3,24 1,44 2,01 1,16 11,17 0,99 0,25 37,00 10,36 48,25 18,86 25,55 4,59 8,88 19,71 0,36 50,00 Cu Pb Cd Zn Cr Данные кластерного анализа (рис. 13;

табл. 11, 12) показали, что пункты 3 и 8 входят в один кластер. Аналогичная картина прослеживается и для 5 и контрольного пункта. Это говорит о схожем элементном составе водных вытяжек почв этих пунктов, причем схожесть между контрольным пунктом 3 и 5 больше, чем между пунктами 3 и 4 (расстояния Евклида между кластерами соответственно равно 1,88 и 2,50). На последних шагах кластеризации происходит объединение кластеров. Рис. 13 Дендрограмма результатов элементного анализа водных вытяжек почв 20 Расстояние связи П П П П П П К П П Табл. 11 Пункты, объединенные в кластеры Пункты отбора проб почв, объединенные в кластеры П 5, К П 3, 8 П 2, 8, 4 П 5, К, 6 П 1, 5, К, 6 П 1, 5, К, 6, 3, 8, 4 П 1, 5, К, 6, 3, 8, 4, 7 П 1, 5, К, 6, 3, 8, 4, 7, 2 Кластерные расстояния 1,88 2,50 5,92 7,65 8,60 8,84 10,71 22, Табл. 12 Различия водных вытяжек почв тестируемых пунктов по содержанию ТМ (расстояние Евклида) Пункты сбора проб почв П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 Контроль Пункты сбора проб почв П1 37,99 8,84 15,21 10,42 8,52 10,71 9,45 10,03 П2 29,52 22,80 48,32 43,81 40,58 28,57 47,98 П3 6,93 18,91 15,45 12,91 2,50 18,60 П4 25,55 21,72 19,43 5,91 25,23 П5 7,68 13,02 19,77 1,88 П6 11,44 15,89 7,65 П7 14,93 14,14 П8 — 19, 4. 2. Чувствительность Allium–теста к присутствию ионов металлов в водных вытяжках почв тестируемых пунктов Вопросу биотестирования водных вытяжек почв посвящено не мало работ (Гарипова, Калиев, 2004;

Кабировс соавт., 1997;

Smith, 1982;

Ehrlichmann, et al., 2000). В этих работах почвы, из которых готовились водные вытяжки, подвергались антропогенному воздействию. В связи с этим, представляется интересным провести биотестирование водных вытяжек почв исследуемых пунктов и определить насколько информативен данный предпринята попытка способ биотестирования. Кроме того, была определить чувствительность тест-откликов, используемых для биотестирования почв, применительно к водным вытяжкам этих же почв. В качестве модельного организма был выбран широкоиспользуемый в водной токсикологии объект - лук репчатый (севок). Методика эксперимента для целей водной токсикологии, изложеной Fiskesjo (1985), была использована в небольшой модификации. Сроки экспозиции свежих луковиц в исследуемой вытяжки составили 4 (как в первоисточнике), 7 и 14 суток (собственная модификация). Сроки экспозиции продлены для изучения длительного влияния водной вытяжки на рост и развитие корней репчатого лука. После 4, 7 и 14 дневного экспонирования свежих луковиц в исследуемых вытяжках (рис. 16, 17, 18) оказалось, что длина корней опытных луковиц достоверно ниже таковой контрольных. Исключение составляют луковицы 7 и 14 дневного экспонирования в водной вытяжки пункта 7. Здесь мы наблюдали достоверное стимулирование роста корней лука репчатого. Результаты биотестирования приведены в таблице 13. Табл. 13 Результаты биотестирование водных вытяжек почв с помощью Allium–теста Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Средн. дл. корня (4суток) 1,85 ± 0,03 1,42 ± 0,01 2,33 ± 0,03 2,38 ± 0.07 1,23 ± 0,06 Достов. разл. с контр., р 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 Средн. дл. корня (7 суток) 2,39 ± 0,06 2, 65 ± 0,07 3,02 ± 0,04 3.10 ± 0.04 3,82 ± 0,07 Достов. разл. с контр., р 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 Средн. дл. корня (14 суток) 3,14 ± 0,06 5,07 ± 0,06 3,54 ± 0,03 5.23 ± 0.06 4,51 ± 0,07 Достов. разл. с контр., р 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, Пункт 3 Пункт 4 Пункт Пункт 2,90 ± 0, 0, 4,00 ± 0, 0, 4,91 ± 0, 0, 92 Пункт 7 Пункт 8 Контрол 2,28 ± 0,06 2,07 ± 0,07 4,50 ± 0,06 0,9999 0,9999 7,87 ± 1,78 4,23 ± 0,06 7,22 ± 0,3 0,9999 0,9999 11,13±0,04 5,83 ± 0,05 9,01 ± 0,2 0,9999 0, — — — Токсичность водных вытяжек почв исследуемых пунктов проявлялась в ингибировании роста корней Allium cepa (рис. 14). Наиболее показательными в этом плане оказались корневые пучки луковиц 4 дневного экспонирования в водной вытяжке почвы пункта 5, для которых было зафиксировано ингибирование роста гистограммы. Рис. 14 корней на 72,67%. Изменения ингибирование роста корней лука репчатого мы представили в виде Влияния водных вытяжек почв тестируемых пунктов на рост корней Allium cepa 80 70 60 50 40 30 20 10 Ингибирование (стимулирование),% ** Пункт 1 58,89 66,9 65, Пункт 2 68,44 63,3 43, Пункт 3 48,22 58,17 60, Пункт 4 47,11 57,06 41, пункт 5 72,67 47,09 49, Пункт 6 35,55 44 45, Пункт 7 54 9 23, Пункт 8 49,33 41,41 35, 4 суток 7суток 14 суток Примечание:

* стимулирование развития тест-отклика Как видно из рисунка 14, ингибирующее действие водных вытяжек почв тестируемых пунктов можно разделить на 5 типов.

1) С увеличением срока экспозиции свежих луковиц происходит стимулирование развития роста корней (пункт 7). 2) С увеличением срока экспозиции свежих луковиц уменьшается ингибирующее действие водных вытяжек рост корней (пункты 8, 2). 3) С увеличением срока экспозиции свежих луковиц ингибирующее действие водной вытяжки на рост корней возрастает (пункты 3, 6). 4) С увеличением срока экспозиции ингибирующее действие водной вытяжки на рост корней резко падает, затем несколько увеличивается (пункт 5). 5) С увеличением срока экспозиции ингибирующее действие водной вытяжки на рост корней резко возрастает, затем падает (пункты 1, 4). Помимо достоверного изменения в росте корней Allium cepa наблюдались такие морфологические нарушения, как крючковидные и веретенообразные корни, утолщения на корнях, появляющиеся на 7–8 сутки (рис. 19). Процентное соотношение корней с утолщениями представлено на рисунка 15. Рис. Утолщения на корнях Allium cepa 50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 45,68 35,64 28,61 27,68 19,87 30,21 42,28 43, количеству стимулированных утолщений на корнях Allium cepa можно разделить на 3 группы. В первую группу входят водные вытяжки почв, которые стимулировали образование максимального количества утолщений (пункты 1, 4, 7). Во вторую группу входят водные вытяжки почв пунктов 3, 5, Количество корней со вздутиями, % Как видно из графика водные вытяжки почв тестируемых почв по 6–стимулирующие развитие минимального количества утолщений. В третью группу входят водные вытяжки, при экспонировании свежих луковиц в которых, было зафиксировано среднее количество утолщений (пункты 2, 8). Данную закономерность можно изобразить (в порядке уменьшения количества утолщений на корнях Allium cepa) следующим образом: П. 1 > П. 7 > П. 4 > П. 2 > П. 8 > П. 3 > П. 5 > П. 6 Зависимость между величиной ингибирования роста корня и количеством утолщений было изучено с помощью корреляционного анализа, при этом была обнаружена как положительная (r п4 = 0,50;

r п5 = 0,50;

rп6= 0,89), так и отрицательная (r r п7 п = – 0,85;

r п = – 0, 16;

r п = – 0,83;

= –0,91;

r п = – 0,50) весьма тесная корреляционная зависимость между этими признаками (исключение – п. 6). Образования утолщений на корнях лука репчатого рассматривается, как включение защитных механизмов растения, посредствам уменьшения поступления ионов ТМ, через увеличение объема отдельных зон корня. Подобную картину описывют индийские ученые (Mahanta et al., 1998). В их экспериментах вздутия на корнях образовывались при различных концентраци водных тестировании экстрактов табака местного сорта.

Усиленное формирование корня наблюдалось в оригинальном исследовании и у редиса, при проращивании его на почвах пунктов 1 и 6 с повышенным содержанием меди, кадмии, свинца, цинка и хрома. Способность корней накапливать избыточные ионы описывают многие авторы (Растения в экстремальных…, 1983;

Алексеева–Попова, 1990), но одним из первых высказал идею о защитной функции корневой системы в присутствии избыточного количества ионов Е. Ратнер (1950). В. Ковда с соавт. (1979) установили, что возрастающие дозы ртути (25 – 500 мкг/л) и свинца (25 – 500 мг/л) вызывают у растений в первую очередь морфологические изменения корней. Корни растений были укорочены и утолщены по всей длине, полностью отсутствовали боковые корни и корневые волоски. Очевидно, в первую очередь, нарушается зона меристемы, затем зона растяжения клеток. На 7–е сутки эксперимента концентрация металлов в корневой системе была в 2 – 2,5 раза выше, чем в надземной части. В области концентраций от 25 до 200 мкг/л ртути и 25 – 500мг/л свинца поступление металлов в надземную часть растений незначительное, в то время как в корнях отмечается накопление поллютантов. Напомним, что образование вздутий на корнях репчатого лука в собственном исследовании происходило на 7–8 сутки экспонирования в водной вытяжке почв, с повышенным содержанием ТМ. Гамзикова и Барсукова (1996), изучая распределения кадмия и никеля по органам пшеничного растения сделали вывод о том, что отношение концентрации металла в корнях к его содержанию в надземных органах можно интерпретировать как «эффект задержания». распределения Исследования свинца и В. Ильина в и М. Степановой пшеницы (1980) также кадмия растениях свидетельствуют о задержке большого количества ТМ корнями растений. По их мнению, усиленное формирование корневой системы в условиях загрязнения происходит за счет сокращения биомассы надземных органов и рассматривается, как вынужденная потребность организма усилить емкость корней и сохранить в надземной части растения нетоксичные концентрации загрязняющих веществ. Исследуя транслокацию цинка и кадмия из корней в надземную часть растений ячменя и овса, А. Лурье с соавт. (1995) сделали заключение о том, что механизмы, препятствующие транспорту в надземную часть и репродуктивные органы, особенно действенны в отношении кадмия и значительно менее выражены для цинка. Для кадмия эти механизмы проявляются при любых уровнях содержания его в почве, а для цинка – только при высоких уровнях, значительно превышающих фоновые. При высоких концентрациях ТМ базальные части корней накапливают значительно большие концентрации Pb, Zn, Cd, чем апикальные (Нестерова, 1989). Апикальные участки корней по содержанию металлов могут отличаться от базальных. Во многих исследованиях отмечается, что при высоких концентрациях металлов в среде базальные части корней накапливают значительно больше свинца, кадмия, цинка, чем апикальные, особенно в устойчивых популяциях (Барсукова, 1997). Таким образом, проведенный эксперимент показал, что водная вытяжка почвы пункта 5 при четырехдневном экспонировании в ней луковиц максимально ингибирует развитие корней Allium cepa. Водная вытяжка почвы пункта 1 максимально ингибирует развитие корней у Allium cepa на 7 и 14 сутки. Кроме того, эта вытяжка больше других стимулирует, в количественном соотношении, образование утолщений на корнях луковиц лука репчатого. Для группировки водных вытяжек почв пунктов, различающихся между собой по результатам Allium–теста, был проведен кластерный анализ. Данные кластерного анализа показали, что водные вытяжки почв пунктов по реакции тест–откликов Allium–теста группируются в один кластер, отдаленный от контроля (рис. 20;

табл. 14, 15). Наибольшее кластерное расстояние отмечено между пунктом 7 (район Верхнего рынка) и контролем, между пунктом 1 (территория граничащая с заводом «Аналог» и дорогой с интенсивным автотранспортным движением) и контролем. И замыкает «тройку лидеров» по отдаленности от контроля пункт 4 (вход в парк Победы). Аналогичные результат для пункта 4 были получены при проведении кластерного анализа по реакциям тест–откликов редиса и кресс– салата, при биотестировании почв. Кроме того, кластерный анализ позволил объединить водные вытяжки почв на кластеры, сходные между собой по реакции тест–откликов на присутствие в водных вытяжках почв ТМ. Из дендрограммы видно, что весьма схоже исследуемые реакции Allium–теста реагировали на присутствие ТМ в водных вытяжках пунктов 1 и 4, 3 и 5, причем сходство реакция между пунктами 3 и 5 больше чем между пунктами 1 и 4 (Евклидово расстояние соответственно равно 2,65 и 4,13).

Рис. 16. Влияние водной вытяжки почв пунктов на рост корней (экспозиция луковиц в водной вытяжке 4 суток): 1 контроль;

2 пункт 1;

3 пункт 2;

4 пункт 3;

5 пункт 5;

6 пункт 6;

7 пункт 7;

8 пункт Рис. 17. Влияние водной вытяжки почв пунктов на рост корней (экспозиция луковиц в водной вытяжке 7 суток): 1 контроль;

2 пункт 1;

3 пункт 2;

4 пункт 3;

5 пункт 5;

6 пункт 6;

7 пункт 7;

8 пункт Рис. 18. Влияние водной вытяжки почв пунктов на рост корней (экспозиция луковиц в водной вытяжке 14 суток): 1 контроль;

2 пункт 1;

3 пункт 2;

4 пункт 3;

5 пункт 5;

6 пункт 6;

7 пункт 7;

8 пункт Рис. 19. Морфологические нарушения корней у Allium cepa: 1 утолщение;

2 спиральные корни;

3 ветвление корней Рис. 20 Дендрограмма результатов биотестирования водных вытяжек почв пунктов с помощью Allium–теста 20 Расстояние связи К П П П П П П П П Табл. 14 Пункты, объединенные в кластеры Пункты отбора проб почв, объединенные в кластеры П 3, 5 П 3, 5, 8 П 1, 4 П 2, 3, 5, 8 П 1, 4, 2, 3, 5, 8 П 1, 4, 2, 3, 5, 8, 7 П 1, 4, 2, 3, 5, 8, 7, 6 П 1, 4, 2, 3, 5, 8, 7, 6, Контроль Кластерные расстояния 2,65 3,13 4,13 5,77 6,75 7,77 8,26 20,62 Табл. 15 Кластерные расстояния между опытными данными и контрольными (расстояния Евклида) Пункты сбора проб почв П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 Контроль П1 10,27 17,16 4,13 18,12 26,00 9,86 15,82 46,46 П2 7,40 6,75 8,07 15,99 11,52 5,77 36,37 Пункты сбора проб почв П3 13,80 2,65 8,92 17,79 3,19 29, П4 14,71 22,46 7,77 12,14 42, П5 8,26 18,01 3,13 28, П6 25,17 10,48 20, П7 15,12 44, П8 30, 4. 3 Действие водных вытяжек почв тестируемых пунктов на митотическую активность клеток меристемы корней Allium cepa Эксперименты показали, что митотическая активность апикальной меристемы корешков проростков Allium cepa выросших на почвах с повышенным содержанием ТМ в большинстве случаев достоверно ниже таковой, чем у контрольных проростков (см. гл. III).

Интересным представляется вопрос о возможности использования данного цитологического критерия для биотестирования водных вытяжек антропогеннозагрязненных почв. В связи с этим, была предпринята попытка оценить цитотоксичность водных вытяжек почв с повышенным содержанием ТМ при помощи митотической активности корешков проростов Allium cepa. Результаты эксперимента отражены в таблице 16. Табл. 16 Митотическая активность меристематических Митотическая активность 3,85 ± 0,23 3,62 ± 0,29 3,97 ± 0,30 3,55 ± 0,28 3,05 ± 0,22 3,81 ± 0,16 3,24 ± 0,28 3,66 ± 0,49 4,76 ± 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 0,6211 0,9786 0,8690 0,9861 0,9999 0,9743 0,9546 0, Из рисунка 21 видно, что митотическая активность клеток корешков экспериментальных проростков ниже таковой чем у контрольных. Максимальный процент ингибирования было зафиксировано в корешках проростков выросших на водной вытяжке почвы пункта 5 и составил 35,9 %. Немного ниже этот показатель у корешков проростков пунктов 4, 7 (25,42% и %. 31,93%) Минимальный – 16,60%. (пункт 3). Немного выше у корешков проростков пункта 1 – 19,11 % Ингибирование митотической активности в корешках проростков пунктов 6, 2, 8 составило 19,96%, 23,95%, 23,11 %), соответственно.

Рис. Митотический индекс в клетках корней Allium cepa 5 4,5 Митотический индекс, % 4 3,5 3 2,5 2 1,5 1 0,5 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Зависимость между митотической активностью и содержанием ТМ в водных вытяжках почв было изучено с помощью корреляционного анализа, результаты которого представлены в виде последовательности: Пункт 1 Cr (–1)> Pb (–0.98) >Cu (0.43)> Zn (0.11) Пункт 2 Cr (– 0.99), Zn(–0.99)> Pb (–0.82) > Cu (– 0,05) Пункт 3 Cr (0.99) > Zn(–0.72)> Pb (– 0,50), Cu (– 0,50) Пункт 4 Cr (1)> Pb (–0.82) >Cu (– 0.40)> Zn (0.20) Пункт 5 Zn (– 0.79) > Pb (– 0.33)>Cu (0.27) Пункт 6 Cr (0.99) > Zn (– 0.79) > Pb (–0.33) >Cu (0.20) Пункт 7 Cr (1)> Zn(0.60) >Cu (– 0.38) > Pb (–0.24) Пункт 8 Cu (– 0.96) > Cr (0.81) > Zn (0.77)> Pb (–0.24) Таким образом, водная вытяжка почв вызвала достоверное ингибирование митотической активности, что говорит о чувствительности этого цитогенетического критерия к повышенным содержаниям ТМ в водной вытяжке. Максимальное ингибирование оказала водная вытяжка почвы пункта 5 и составила 34,82 % Митотическая активность может быть использована как критерий для биотестирования водных вытяжек почв с повышенным содержанием ТМ.

4. 4 Биотестирование водных вытяжек почв по всхожести семян модельных растений В предыдущей главе было исследовано влияние повышенного содержания ТМ в почве на энергию прорастания и всхожесть семян редиса, и кресс–салата. Во всех случаях происходило достоверное (р 0,9500) снижение энергии прорастания и всхожести семян, причем всхожесть семян, как минимум, заметно коррелировала с повышенным содержанием ТМ в почве. Интересным считается вопрос о том, как повлияет на развитие вышеперечисленных тест–откликов повышенное содержание ТМ в водных вытяжках тестируемых почв. В связи с этим, было проведено биотестирование водных вытяжек почв на семенах модельных растений. Результаты биотеста отражены в таблице 17. Табл. 17 Результаты биотестирования водных вытяжек 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 Энергия прорастания, % 31,56 ± 2,43 41,12 ± 1,25 35,15 ± 2,24 32,56 ± 3,45 34,83 ± 2,55 31,58 ± 2,90 29,00 ± 2,58 31,40 ± 2,04 50,21 ± 2,23 72,35 ± 3,87 52,30 ± 1,45 49,14 ± 2,83 66,21 ± 2,89 75,00 ± 2,77 70,67 ± 3,25 78,26 ± 2,71 80,10 ± 2,00 95,01 ± 1, Достоверность различий с контролем, р Редис 0,9999 0,9070 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, Всхожесть, % 56,61 ± 1,53 74,40 ± 1,20 62,50 ± 2,44 48,36 ± 3,23 59,98 ± 3,49 62,10 ± 3,50 57,26 ± 2,27 70,40 ± 2,65 86,00 ± 1,72 85,14 ± 1,74 72,26 ± 2,27 63,00 ± 2,71 74,10 ± 3,79 89,00 ± 2,23 78,28 ± 3,21 85,45 ± 2,13 90,85 ± 2,55 97,21 ± 1, Достоверность различий с контролем, р 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, Контроль Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт — Кресс–салат 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, — 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, Контроль — — Оказалось, что под действием ионов ТМ в водной вытяжке происходит достоверное снижение энергии прорастания и всхожести семян редиса и кресс–салата. Из рисунка 22 видно, что у редиса энергия прорастания опытных семян выше, чем всхожесть. У кресс–салата процентное отличие энергии прорастания опытных семян от всхожести небольшое. Вероятно, это можно объяснить тем, что кресс–салат более чувствителен к присутствию ионов ТМ в водной вытяжке, чем редис, и ингибирующее действие этих ионов на кресс–салат не снижается со временем, как у редиса. Рис. Всхожесть и энергия прорастания семян модельных растений 100 80 60 40 20 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Всх. редис Пункт 7 Пункт 8 Контроль Всхожесть, энергия прорастания, % Е прор. редис Е прор. кресс-салат Всх. кресс-салат Фитотоксичность водных вытяжек почв, обусловленная наличием в них повышенных содержаний ТМ проявилась в достоверном ингибировании (р 0,9500) прорастания семян тест–растений. Так, максимальный процент ингибирования всхожести семян редиса оказала водная вытяжка почвы пункта 4 (43,77%). Минимальный – водная вытяжка почвы пункта 2 – 13,49%. Для водных вытяжек пунктов 1, 3, 5, 6, 7, 8, эти показатели соответственно составили: 34,17%, 27,33%, 30,26%, 27,79%, 33,42%, 18,14%. Всхожесть семян кресс–салата максимально ингибировалась водной вытяжкой пункта 3 (35,19%), минимально–6,54% (пункт 8). Для водных вытяжек пунктов 1, 2, 4, 5, 6, 7 эти показатели соответственно составили: 12,42%, 25,67%, 23,77%, 8,44%, 19,47%, 12,10%.

Зависимость между содержанием ТМ в водных вытяжках почв и всхожестью семян тест–растений изучена с помощью корреляционного анализа, результаты которого представлены в виде последовательности: Редис Пункт 1 Cr (- 1)> Pb (- 0,90) >Cu (0,38)> Zn (0,11) Пункт 2 Cr (- 1) >Zn (- 0,98)> Pb (- 0,77) > Cu (- 0,14) Пункт 3 Cr (0,99) > Zn(- 0,70)> Pb (- 0,52), Cu (- 0,52) Пункт 4 Cr (1)> Pb (- 0,84) >Cu (- 0,40)> Zn (0,16) Пункт 5 Zn (- 0,70) > Pb (- 0,39)>Cu (0,20) Пункт 6 Cr (0,99) > Pb (- 0,75) > Zn (0,68) >Cu (0,19) Пункт 7 Cr (1)> Zn(0,68) >Cu (- 0,42) > Pb (- 0,35) Пункт 8 Cu (- 0,86) > Cr (0,81) > Zn (0,71)> Pb (- 0,12) Кресс- салат Пункт 1 Cr (- 1)> Pb (- 0,98) >Cu (0,47)> Zn (- 0,11) Пункт 2 Cr (- 0,98) > Zn(- 0,91)> Pb (- 0,80) > Cu (- 0,21) Пункт 3 Cr (0,99) > Zn(- 0,63)> Cu (- 0,53) > Pb (- 0,43), Пункт 4 Cr (1)> Pb (- 0,81) >Cu (- 0,42)> Zn (0,28) Пункт 5 Zn (- 0,71) > Pb (- 0,29)>Cu (0,21) Пункт 6 Cr (0,99) > Zn (- 0,70) > Pb (- 0,36) >Cu (0,19) Пункт 7 Cr (1)> Zn(0,68) >Cu (- 0,42) > Pb (- 0,19) Пункт 8 Cu (- 0,98), Cr (0,98) > Pb (- 0,62) >Zn (0,44) В результате проведенного эксперимента выявлено достоверное понижение (р 0,9500) энергии прорастания и всхожести семян тест– растений по сравнению с контролем, обусловленное наличием в них повышенных содержаний ТМ, что говорит о фитотоксичности водных вытяжек почв 4. 5 Биотестирование водных вытяжек почв на проростках редиса и кресс–салата. При биотестировании почв с повышенным содержанием ТМ было зафиксировано ингибированное и стимулированное развитие тест–откликов у редиса и кресс–салата. Интересным видится вопрос о том, насколько будут чувствительны используемые морфологические критерии редиса и кресс– салата при биотестировании водных вытяжек почв с повышенным содержанием ТМ. Результаты биотестирования представлены в таблице 18. Из данных таблицы видно, что токсичность водных вытяжек почв с повышенным содержанием ТМ проявляется как в ингибировании, так и в стимулировании развития подземной части проростков модельных растений. Как и в эксперименте по биотестированию почв на проростках модельных растений, при биотестировании водных вытяжек чувствительными к повышенным содержаниям ТМ оказалась корневая система редиса и кресс–салата (рис. 23). У кресс–салата было зафиксировано достоверное ингибирование развития корневой системы, под действием водных вытяжек почв пунктов: 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, которое составило 26,35%, 34,93%, 22,55%, 36,93%, 40,12%, 39,52%, 26,75% соответственно. Исключение составляет водная вытяжка почвы пункта 1, которая вызывает недостоверное ингибированное развитие корневой системы на 22,16%. Рис. Длина подземной части проростков модельных растений 15 Длина корня, см 10 5 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль редис кресс - салат Табл. 18 Результаты биотестирования водных вытяжек почв на проростках модельных растений Точки отбора проб почв Средняя длина, см 7,83 ± 0,41 6,98 ± 0,25 7,12 ± 0,19 6,31 ± 0,14 7,81 ± 0,47 12,03 ± 1,02 6,63 ± 0,11 7,01 ± 0,18 9,11 ± 0,44 3,90 ± 0,22 3,69 ± 0,20 3,26 ± 0,18 3,88 ± 0,24 3,16 ± 0,47 3,00 ± 0,14 3,03 ± 0,33 3,67 ± 0,25 5,01 ± 0,40 Корни Достоверность различий с контролем, р 0,3473 0,9749 0,9625 0,9999 0,3473 0,9999 0,9999 0,9797 Средняя длина, см 9,13 ± 1,01 10,73 ± 0,20 7,12 ± 0,54 6,30 ± 0,24 7,00 ± 0,25 7,12 ± 0,18 7,45 ± 0,54 8,05 ± 0,26 8,96 ± 0,33 4,26 ± 0,17 4,93 ± 0,23 3,93 ± 0,11 4,28 ± 0,26 4,36 ± 0,11 4,01 ± 0,35 4,98 ± 0,11 4,83 ± 0,10 6,01 ± 0,20 Стебли Достоверность. различий с контролем, р 0,3108 0,9999 0,9889 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, Средний вес, г Редис 0,02 ± 0,003 0,02 ± 0,006 0,04 ± 0,003 0,02 ± 0,003 0,02 ± 0,002 0,03 ± 0,002 0,02 ± 0,004 0,02 ± 0,008 0,02 ± 0,0009 Кресс–салат 0,004 ± 0,0003 0,005 ± 0,0003 0,003 ± 0,0008 0,002 ± 0,0003 0,004 ± 0,002 0,002 ± 0,0003 0,005 ± 0,0002 0,004 ± 0,0002 0,003 ± 0, Средний вес, г 0,13± 0,022 0,14 ± 0,01 0,10 ± 0,003 0,09 ± 0,002 0,12 ± 0,008 0,14± 0,009 0,10 ± 0,03 0,12 ± 0,008 0,12 ± 0,007 0,02 ± 0,0006 0,02 ± 0,0005 0,02 ± 0,003 0,03 ± 0,003 0,02 ± 0,0006 0,02 ± 0,005 0,02 ± 0,0008 0,02 ± 0,0007 0,04 ± 0, 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 — 0,3108 0,9999 0,9999 0,9500 0,9917 0,9999 0,9999 0, — 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0,9999 0, — — Как видно из рисунка 23, водная вытяжка почвы пункта 6 стимулировала развитие корневой системы редиса (достоверно стимулирование составило 32,05%). Максимальное ингибированное развитие под воздействием водных вытяжек, было зафиксировано для пункта 4 и составило 30,74%. Минимальное ингибирующее действие на развитие корневой системы оказали водные вытяжки почв пунктов 1 и 5, которые недостоверно ингибировали рост корня на 14,05% и 21,84%, 27,22% и 23,05%, соответственно. Зависимость между длиной подземной части последовательности: Редис Пункт 1 Cr (- 1)> Pb (- 0,98) >Cu (0,43)> Zn (- 0,11) Пункт 2 Cr (- 1) > Zn (- 0,98)> Pb (- 0,77) > Cu (- 0,14) Пункт 3 Cr (0,99) > Zn (- 0,72)> Cu (- 0,50), Pb (- 0,50) Пункт 4 Cr (- 1)> Pb (0,84) >Cu (0,40)> Zn (- 0,19) Пункт 5 Zn (0,79) > Pb (- 0,40) > Cu (0,27) Пункт 6 Cr (0,99) > Zn (- 0,70) > Pb (- 0,30) >Cu (0,21) Пункт 7 Cr (0,81)> Zn(0,60) >Cu (0,38) > Pb (- 0,23) Пункт 8 Cu (- 0,90) >Zn (0,87) > Cr (0,71) > Pb (- 0,08) Кресс- салат Пункт 1 Cr (- 1)> Pb (- 0,90) >Cu (0,38)> Zn (0,11) Пункт 2 Cr (- 1) > Zn(- 0,93)> Pb (- 0,78) > Cu (- 0,10) Пункт 3 Cr (0,99) > Zn(- 0,76)> Pb (- 0,51), Cu (- 0,59) Пункт 4 Cr (- 0,99)> Pb (0,80) >Cu (0,42)> Zn (0,23) Пункт 5 Zn (0,79) > Pb (- 0,48)>Cu (0,27) Пункт 6 Cr (0,97) > Zn (- 0,72) > Pb (- 0,36) >Cu (0,23) содержанием ТМ в водных вытяжках почв и тест–растений было изучено с помощью 14,27%. Водные вытяжки почв пунктов 2, 3, 7, 8 также ингибировали рост корня на 23,38%, корреляционного анализа, результаты которого представлены в виде Пункт 7 Cr (0,83)> Zn (0,68) >Cu (0,36) > Pb (- 0,24) Пункт 8 Cu (0,91) > Cr (0,78) > Zn (0,66)> Pb (- 0,12) Фитотоксическое действие водных вытяжек почв проявилось и в отношении роста стебля модельных растений. Как видно из рисунка 24 на рост стебля редиса водные вытяжки оказывали как ингибирующие, так и стимулирующее действие. Водные вытяжка почвы пункта 1 и 2 стимулировали рост стебля на 1, 89 и 19,75% соответственно. Водные вытяжки остальных пунктов только ингибировали рост стебля редиса. Минимальное ингибированное действие оказывалось водной вытяжкой пункта 8, которое составило 10,16% (данные недостоверны). Достоверное ингибированное действие на развитие данного тест–отклика у редиса оказывали водные вытяжки почв пунктов 3, 4, 5, 6, и 7, которое составило 20,53%, 29,69%, 21,88%, 20,53%, 16,85% соответственно. Рис. Длина надземной части проростков модельных растений 12 Длина стебля, см 10 8 6 4 2 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 редис Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль кресс - салат Действие водных вытяжек почв на рост стебля кресс–салата аналогично действию на рост корня этого модельного растениям (рис. 24). Исследуемые водные вытяжки почв оказывали на тест–отклик только ингибированное действие, которое проявилось в подавлении роста стебля кресс–салата на 34,61% (водная вытяжка почвы пункта 3). Для этого пункта характерно максимальное подавление развития тест–отклика для кресс– салата в отношении стебля. Минимальное ингибированное действие на рост стебля кресс–салата оказывала водная вытяжка пункта 7 (17,14%). Под действием водных вытяжек пунктов 1, 2, 4, 5, 6, 8 происходило ингибирование развития стебля на 29,12%, 17,97%, 28,79%. 27,45%, 33,28% и 19,63% соответственно. Зависимость между длиной надземной части последовательности: Редис Пункт 1 Cr (- 1)> Pb (- 0,90) >Cu (0,45)> Zn (- 0,13) Пункт 2 Zn (- 0,91) > Cr (- 0,90) > Pb (- 0,71) > Cu (- 0,18) Пункт 3 Cr (0,90) > Zn (- 0,78)> Cu (- 0,60), Pb (- 0,58) Пункт 4 Cr (- 0,93)> Pb (0,81) >Cu (0,43)> Zn (- 0,21) Пункт 5 Zn (- 0,70) > Pb (- 0,43) > Cu (0,21) Пункт 6 Cr (0,83) > Zn (- 0,71) > Pb (- 0,31) >Cu (0,25) Пункт 7 Cr (0,88)> Zn (0,63) >Cu (0,41) > Pb (- 0,27) Пункт 8 Cu (0,99) > Zn (0,88) > Cr (0,79) > Pb (- 0,12) Кресс- салат Пункт 1 Cr (- 1)> Pb (- 0,89) >Cu (0,41)> Zn (- 0,40) Пункт 2 Cr (- 0,90) > Zn(- 0,89)> Pb (- 0,67) > Cu (- 0,20) Пункт 3 Cr (- 0,90) > Zn(- 0,76)> Cu (- 0,63) > Pb (- 0,40) Пункт 4 Cr (- 0,90)> Pb (0,79) >Cu (0,41)> Zn (- 0,28) Пункт 5 Zn (- 0,67) > Pb (- 0,40)>Cu (0,28) Пункт 6 Cr (0,80) > Zn (- 0,68) > Pb (- 0,30) >Cu (0,27) Пункт 7 Cr (0,80) > Zn (0,70) > Cu (0,39) > Pb (- 0,20) Пункт 8 Cu (0,96) > Zn (0,90)> Cr (0,75) > Pb (- 0,18) Как и в экспериментах по биотестированию почвы, в экспериментах по биотестированию водных вытяжек почв о фитотоксичности судили и по изменению сырой биомассы надземной и подземной части проростков тест– растений. содержанием ТМ в водных вытяжках почв и тест–растений было изучено с помощью корреляционного анализа, результаты которого представлены в виде Рис. Масса подземной части проростков модельных растений 0,04 Масса корня, мг 0,03 0,02 0,01 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль редис кресс - салат Из рисунка 25 видно, что лишь водные вытяжки почв пунктов 3 и 6 оказывают воздействие на развитие биомассы подземной части проростков редиса, причем на 50,00% достоверно стимулирует развитие данного тест– отклика водная вытяжка пункта 6 и на 100,00% водная вытяжка почвы пункта 3. Ингибировано действуют водные вытяжки пунктов 4 и 6 на развитие данного тест–отклика у кресс–салата, подавляя его на 33,33%. Стимулирующее действие на развитие биомассы корня кресс–салата оказывают водные вытяжки пунктов 1, 2, 5, 7, и 8, которое проявляется в увеличении биомассы корня по сравнению с контролем на 33,33% водные вытяжки почв пунктов 1, 5, 8) и 66,67% (водная вытяжка почвы пункта 2). На развитие биомассы надземной части проростков редиса водные вытяжки действуют как ингибиторы, так и стимуляторы (рис. 26). Ингибированное действие на развитие биомассы стебля оказывают водные вытяжки почв пунктов 3 и 4 на 16,67 и 25,00% соответственно. Водные вытяжки почв пунктов 1, 2, 6 и 7 стимулируют развитие биомассы стебля редиса на 8,33%, 16,67% соответственно. По отношению к надземной части проростков кресс–салата водные вытяжки почв тестируемых пунктов обладают большим ингибирующим эффектом, чем на редис. Это проявляется в большем ингибированном Рис. Масса надземной части модельных растений 0,14 Масса стебля, мг 0,12 0,1 0,08 0,06 0,04 0,02 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль редис кресс - салат развитии биомассы стебля. Так водные вытяжки почв пунктов 1, 2, 3, 5, 6, 7, достоверно ингибируют развитие биомассы надземной части проростков кресс–салата на 50,00%, а водная вытяжка почвы пункта 4 – на 25,00%.

4. 6 Действие водных вытяжек почв на активность каталазы проростков модельных растений Как было замечено выше, каталазная активность проростков тест– растений, выросших на почвах с повышенным содержанием ТМ может служить критерием для биотестирования загрязненности почв ТМ.

Представляется интересным выяснить, насколько будет чувствительным этот биохимический показатель к присутствию токсикантов (в нашем случае это ТМ) в водной вытяжке почв тестируемых пунктов. Возможно ли использовать активность каталазы проростков тест–растений (редиса, кресс– салата) как критерий для биотестирования водных вытяжек почв с повышенным содержанием ТМ. Результаты эксперимента отражены в таблице 19.

Табл. 19 Каталазная активность проростков кресс–салата и редиса выращенных на водных вытяжках почв тестируемых пунктов (мл О2 / 9 мин. / г. сырого веса) Кресс–салат достоверность активность различий с фермента контролем, р 8,10 ± 0,06 0,9999 10,03 ± 0,03 0,9999 9,47 ± 0,07 0,9999 6,83 ± 0,07 0,9999 9,40 ± 0,06 0,9999 10,67 ± 0,12 0,4108 8,53 ± 0,03 0,9999 6,30 ± 0,03 0,9999 10,74 ± 0,06 — Редис достоверность активность различий с фермента контролем, р 15,47 ± 0,03 0,9999 4,97 ± 0,03 0,9999 5,23 ± 0,03 0,9999 15,12 ± 0,03 0,9999 10,93 ± 0,03 0,9999 6,17 ± 0,03 0,9999 19,73 ± 0,03 0,9999 10,07 ± 0,03 0,9999 14,72 ± 0,03 — Точки отбора проб почв Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль Данные таблицы показывают, что помимо достоверного ингибирования (исключение пункт 6 – кресс–салат, различия с контролем не достоверны) активности каталазы было зафиксировано и достоверное стимулирование активности этого фермента (р 0,9500). Напомним, что при анализе этого биохимического показателя у растений выросших на почвах с повышенным содержанием ТМ было зафиксировано только ингибирование активности фермента. Токсичность водных вытяжек, обусловленная наличием в них повышенного содержания ТМ проявилась, в ингибировании активности каталазы (рис. 27). Наиболее показательными в этом плане оказались проростки кресс–салата выросшие на водных вытяжках пунктов 1, 4, 8, где процент ингибирования, составил, соответственно 24,58 %, 36,41%, 41,34%. Меньше происходило ингибирование активности каталазы проростков кресс–салата, выросших на водных вытяжках пунктов 5, 3, 2, и составило 12,48%, 11,82%, 6,61%. Недостоверное стимулирование было зафиксировано у проростков кресс–салата (0,65% – пункт 6).

Несколько иная картина прослеживалась у проростков редиса. Здесь было зафиксировано достоверное стимулирование активности каталазы и составило 34,03%, 5,06% и 2,72% для пунктов 7, 1, 4 соответственно. Самый высокий процент ингибирования активности исследуемого биохимического показателя зафиксирован у проростков редиса (пункт 2) – 66,24%, самый низкий–31,59% (пункт 5 и 8). Для пунктов 3 и 6 показатели ингибирования активности каталазы составили соответственно, 64,47% и 58,08%.

Рис. Каталазная активность в проростках тест - растений 20 18 16 А и н с ь ф р е т м О / г с р го кт в о т е мна л 2 ыо в с / 9м н еа и 12 10 8 6 4 2 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 редис Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт 8 Контроль крес с -с алат Зависимость между содержанием ТМ в водных вытяжках почв и активностью каталазы поростков тест–растений было изучено с помощью корреляционного анализа, результаты которого представлены в виде последовательности: Редис Пункт 1 Cr (- 0,90)> Pb (- 0,83) >Cu (0,48)> Zn (- 0,18) Пункт 2 Zn (- 0,90) > Cr (- 0,81) > Pb (- 0,70) > Cu (- 0,21) Пункт 3 Cr (0,76) > Zn (- 0,69)> Cu (- 0,61), Pb (- 0,53) Пункт 4 Cr (- 0,91)> Pb (0,78) >Cu (0,40)> Zn (- 0,29) Пункт 5 Zn (- 0,73) > Pb (- 0,44) > Cu (0,28) Пункт 6 Cr (0,86) > Zn (- 0,78) > Pb (- 0,28) >Cu (0,26) Пункт 7 Cr (0,81)> Zn (0,68) >Cu (0,48) > Pb (- 0,33) Пункт 8 Cu (- 0,96) >Zn (0,73) > Cr (0,63) > Pb (- 0,16) Кресс- салат Пункт 1 Cr (- 0,95)> Pb (0,91) >Cu (0,33)> Zn (- 0,13) Пункт 2 Cr (- 0,91) > Zn(- 0,88)> Pb (- 0,67) > Cu (- 0,23) Пункт 3 Cr (- 0,90) > Zn(- 0,78)> Cu (- 0,51) > Pb (- 0,50) Пункт 4 Cr (- 0,89)> Pb (- 0,84) >Cu (0,41)> Zn (0,18) Пункт 5 Zn (- 0,78) > Pb (- 0,40)>Cu (0,29) Пункт 6 Cr (0,84) > Zn (- 0,78) > Pb (- 0,48) >Cu (0,28) Пункт 7 Cr (0,88) > Zn (0,63) > Cu (- 0,40) > Pb (- 0,33) Пункт 8 Cu (0,90) > Zn (0,70)> Cr (0,63) > Pb (- 0,26) Таким образом, полученные результаты говорят о достоверном изменении (р 0,9500);

исключение пункт 6 для кресс–салата) активности каталазы у проростков редиса и кресс–салата, по сравнению с контролем, под действием водных вытяжек почв. Активность каталазы проростков редиса и кресс–салата может быть использована в качестве критерия для биотестирования водных вытяжек почв. По результам биотестирования водных вытяжек с помощью редиса и кресс–салата, был проведен кластерный анализ. В матрицу данных заносились средние значения по каждому тест–отклику редиса и кресс– салата (энергия прорастания и всхожесть семян, длина, масса подземной и надземной части проростков, каталазная активность проростков). С помощью кластерного анализа построена дендрограмма расстояний между опытными территориями и контролем (рис. 28;

табл. 20, 21), показывающая сходство результатов биотестирования водных вытяжек почв опытных территорий по совокупности тест–откликов редиса и кресс–салата. Из данных таблиц 20 и 21 видно, что наибольшее кластерное расстояние наблюдается между контролем и водной вытяжкой почв пунктов 2, 3 и 4. Пункты 2 и 3 образовали кластер, который удален не только от контроля, но и от других пунктов. Такая группировка данных свидетельствует о значительном отличие в проявления тест–откликов на содержание в водных вытяжках почв этих пунктов ТМ, по сравнению с остальными пунктами. Среди изученных реакций тест–откликов на присутствие ТМ в водной вытяжке почв наименьшее кластерное расстояние наблюдается между пунктом 8 и контролем. Кроме того, объединение в один кластер пунктов 1 и 7, 2 и 3 говорит о сходном проявлении реакций тест–растений на присутствие ТМ в водных вытяжках почв этих пунктов. Рис. 28 Дендрограмма результатов биотестирования водных вытяжек почв пунктов с помощью редиса и кресс–салата 25 Расстояние связи П П К П П П П П П Табл. 20 Пункты, объединенные в кластеры Пункты отбора проб почв, объединенные в кластеры П 1, 7 П 1, 7, 5 П 1, 7, 5, 8 П 1, 7, 5, 8, 6 П 1, 7, 5, 8, 6, 4 П 2, 3 П 1, 7, 5, 8, 6, 4, Контроль,,П 1, 7, 5, 8, 6, 4, Контроль, 2, 3 Кластерные расстояния 8,11 8,45 12,74 13,82 15,51 16,96 22,04 25, Табл. 21 Кластерные расстояния между опытными данными и контрольными (расстояние Евклида) Пункты сбора проб почв П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 Контроль П1 33,07 34,47 15,51 8,45 13,99 8,12 17,82 35,33 П2 — 16,96 32,89 33,08 25,64 38,99 35,72 45,80 Пункты сбора проб почв П3 — — 26,98 37,21 27,14 40,37 42,96 57, П4 — — — 21,61 18,87 19,82 31,47 48, П5 — — — — 13,82 12,03 12,74 29, П6 — — — — — 18,91 19,42 36, П7 — — — — — — 17,61 33, П8 — — — — — — — 22, Схема образования кластеров по результатам данных биотестирования водных вытяжек почв (рис. 28) изменилась по сравнению с таковой по результатам биотестирования почв (см. рис. 3). Если при кластеризации данных результатов биотестирования почв на редисе и кресс–салате и водных вытяжек почв на луке репчатом (см. рис. 20) опытные территории образуют кластер, отдаленный от контроля, то при кластеризации данных результатов биотестирования водных вытяжек почв на редисе и кресс–салате, четкой отдаленности опытных территорий от контроля не прослеживается. Тем не менее, в первом и третьем случае кластеризации данных видно объединение в один кластер опытных территорий 2 и 3. Из рисунка 28 видно, что в один кластер объеденены пункты 1 и 7. Аналогичная картина наблюдается и при кластеризации данных элементного анализа водных вытяжек почв (см. рис. 13), из чего можно сделать вывод, что схожий химический состав разных пунктов вызывает схожую реакцию тест– откликов, и, напротив, не всегда схожая реакция тест–откликов при биотестиовании, говорит о схожем химическом состае водных вытяжек почв разных пунктов (пункты 2 и 3 объеденены в один кластер (см. рис. 28). При кластеризации данных химического анализа водных вытяжек пунктов объединение пунктов 2 и 3 не наблюдается). Максимально приближен к контролю, по реакциям тест–откликов на содержание ТМ в почвах и водных вытяжках почв пунктов, пункт 8 (см. табл. 9 и 21) и пункт 6 (см. табл. 15). Максимально отдален от контроля, по совокупности тех же признаков пункт 3 (см. табл. 9), пункт 4 (см. табл. 21) и пункт 1 (см. табл. 15). На наш взгляд, максимальное приближение опытных территорий к контролю не говорит о том, что в почвах содержание ТМ находится в пределах ПДК. В данном случае, суммированное действие различных концентраций ТМ в исследуемой среде ведет к сходному с контролем проявлению тест-откликов, либо стимулированное действие этих же концентраций ТМ на проявление тест-откликов не достаточно высоко, чтобы кластерное расстояние между контролем и тестируемыми почвами пунктов отличалась. 4.7 Расчет индекса токсичности почв и водных вытяжек почв по результатам биотестирования Для проведения цитогенетического мониторинга окружающей среды на наличие не идентифицированных мутагенов применяют различные тест– системы и объекты (Захаров, Кларк, 1995). В настоящем исследованияи в качестве модельных организмов использовались представителей царства растений, хотя для целей биотестирования рекомендуется брать представителей из основных царств живого (Кабиров с соавт., 1997), из тех соображений, что применение суммарного ряда критериев на одном тест– объекте поможет увеличить пределы его чувствительности, а также, возможно, и снять проблему подбора ряда тест–систем и объектов для адекватной оценки поллютантов среды (Яблоков, 1988). Исходя из этого, при биотестировании почв использовался ряд морфометрических критериев, некоторые цитогенетические и биохимические критерии, для индикации на нескольких модельных растениях, для возможности оперативного тестирования вышеперечисленных сред с «целым букетом» различных концентрация ТМ, возникшим под воздействием антропогенного прессинга. Так как, в настоящем исследовании было зафиксировано достоверное стимулирование развития тест–откликов была предпринята попытка модифицировать авторскую шкалу токсичности Кабирова Р.Р., Сагитовой А.Р., Сухановой Н.В. с позиций более детального рассмотрения вопроса стимулирования тест–функции у модельных организмов, тем более, что величина ИТФ в собственных экспериментах для некоторых тест–откликов превышает табличное значение, и ввести градации VI класса токсичности. Кроме того, вопрос стимулирования, наряду с ингибированием, индикаторных признаков у тест–организмов является важным при биотестировании. Так, по мнению Калаева (2000), стимуляция митотической активности является более чувствительным критерием по сравнению с депрессией. Возможно проявление стимулирующего эффекта при синергическом воздействии поллютантов или последействий радиации, когда содержание каждого отдельного поллютанта не превышает предельно допустимые концентрации (Буторинас соавт., 1996). Особенно важно, на наш взгляд, учет стимулирующего эффекта тест– функций при биотестировании урбаноземов транспортных ландшафтов, где под воздействием антропогенного прессинга возникают «целые букеты», состоящие из невысоких и предельно допустимых концентрация ТМ, при сочетании которых возникает синергический эффект. Табл. 22 Шкала токсичности (по Кабирову с соавт., 1997) Класс токсичности VI (стимуляция) Величина ИТФ > 1,10 Пояснения Фактор оказывает стимулирующее действие на тест– объекты. Величина тест–функции в опыте превышает контрольные значения V (норма) 0,91 – 1,10 Фактор не оказывает существенного влияния на развитие тест– объектов. Величина тест–функций находится на уровне контроля IV (низкая токсичность) 0,71 – 0,90 Разная степень снижения величины тест–функций в опыте по сравнению с контролем III (средняя) 0,50 – 0,70 < 0,50 (ниже индекса LD 50 принятого в токсикологии) II (высокая) I (сверхвысокая, вызывающая гибель тест–объекта) Среда не пригодная для жизни тест–объекта Наблюдается гибель тест–объекта Табл. 23 Шкала токсичности (в модификации) Класс токсичности VI (стимуляция) – значительная – выраженная > 1,60 1,50 – 1,60 Индекс токсичности тестируемой среды Пояснения Фактор оказывает стимулирующее действие на тест– – заметная – средняя – слабая 1,50 1,11 – 1,40 1, объекты. Величина тест–функции в опыте превышает контрольные значения Фактор не оказывает существенного влияния на развитие тест– V (норма) 0,91 – 1, объектов. Величина тест–функции находится на уровне контроля IV (низкая токсичность) III (средняя) 0,71 – 0,90 0,50 – 0,70 < 0,50 Разная степень снижения величины тест–функции в опыте по сравнению с контролем II (высокая) (ниже индекса LD 50 принятого в токсикологии) I (сверхвысокая, вызывающая гибель тест – объекта) Среда не пригодная для Наблюдается жизни тест–объекта тест–объекта гибель По итогам биотестирования, опираясь на шкалу токсичности тестируемого фактора (в модификации), был произведен расчет индекса токсичности почв отдельно для каждой тест–функции, и для каждого пункта. Результаты представлены в таблице 24. Табл. 24 Значение индекса токсичности почв Тест– Редис Кресс–салат функции модельных П1 П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 П1 П2 П3 П4 П5 П6 П7 растений П Всхожесть 0,30 0,63 0,50 0,29 0,48 0,50 0,44 0,64 0,76 0,40 0,29 0,42 0,57 0,46 0,53 0,59 семян Длина подземной части Длина надземной части Масса подземной части Масса надземной части Каталазная активность проростков Общая токсичность почвы пункта (ИТФср) 1,00 0,50 0,80 0,39 0,89 1,38 0,68 0,86 0,61 0,68 0,44 0,56 0,46 0,35 0,59 0,54 1,04 1,17 0,69 0,59 0,76 0,74 0,72 0,89 0,65 0,73 0,55 0,69 0,70 0,64 0,78 0,72 1,08 1,00 2,00 1,00 1,00 1,50 1,00 1,00 1,30 1,67 1,00 0,66 0,16 0,66 0,13 1,33 1,00 1,08 0,75 0,70 1,00 0,80 0,83 1,00 0,50 0,50 0,50 0,75 0,50 0,50 0,50 0,50 0,36 0,41 0,29 0,45 0,36 0,39 0,36 0,36 0,23 0,88 0,58 0,41 0,61 0,80 0,47 0, 0,80 0,79 0,84 0,57 0,75 0,88 0,67 0,79 0,67 0,81 0,56 0,58 0,50 0,57 0,50 0,66 Лук репчатый П3 П4 0,99 0, Пункты Митотический индекс П1 0, П2 0, П5 0, П6 0, П7 0, П8 0, Из данных таблицы 24 видно, что индекс токсичности для одной тест– функции может быть низок, или наоборот, высок, по сравнению со средним индексом токсичности, вычисленным для каждого пункта. Это говорит о разной чувствительности тест–функций даже в пределах одного модельного организма. Наиболее чувствительным к загрязнению почв ТМ является кресс–салат. Наибольшая чувствительность характерна для каталазной активности проростков этого растения. Поученные данные по чувствительности несколько раз и совпадают с данными что (Шунелько, 2000), которая наиболее проводила биотестирование почв с повышенным содержанием свинца в установила, кресс–салат является чувствительным к присутствию этого металла в почве. Аналогичные расчеты были произведены для водных вытяжек почв. Результаты представлены в таблице 25. Табл. 25 Значение индекса токсичности водных вытяжек почв Тест– функции модельных П1 растений Всхожесть 0,69 семян Длина подземной 0,90 части Длина надземной 1,05 части Масса подземной 1,00 части Масса надземной 1,08 части Каталазная активность 1,06 проростков Общая токсичность водной 0,96 вытяжки почвы пункта (ИТФср) Редис Кресс–салат П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 П1 П2 П3 П4 П5 П6 П7 П8 0,91 0,76 0,59 0,73 0,76 0,70 0,70 0,90 0,76 0,66 0,78 0,94 0,83 0,90 0,96 0,86 0,88 0,78 0,96 1,48 0,82 0,86 0,80 0,77 0,68 0,81 0,66 0,62 0,63 0,76 1,23 0,81 0,72 0,80 0,82 0,86 0,92 0,72 0,83 0,66 0,72 0,70 0,68 0,84 0,82 1,00 2,00 1,00 1,00 1,50 1,00 1,00 1,33 1,67 1,00 0,67 1,33 0,67 1,67 1,33 1,16 0,83 0,75 1,00 0,17 0,83 1,00 0,50 0,50 0,50 0,75 0,50 0,50 0,50 0,50 0,34 0,36 1,03 0,75 0,42 1,35 0,69 0,76 0,95 0,89 0,64 0,89 1,00 0,80 0, 0,92 0,94 0,82 0,87 0,86 0,93 0,86 0,83 0,91 0,73 0,73 0,83 0,72 0,89 0, Пункты Митотический индекс П1 0, П2 0, Лук репчатый П3 П4 0,76 0, П5 0, П6 0, П7 0, П8 0, 125 Длина корней на 4 сутки экспозиции в вытяжке Длина корней на 7 сутки экспозиции в вытяжке Длина корней на 14 сутки экспозиции в вытяжке ИТФ для Allium – теста 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 0, 1, 0, 0,35 0, 0,56 0, 0,36 0, 0,58 0, 0,50 0, 0,54 0, 1,23 0, 0,65 0, Данные таблиц 24, 25 и рисунка 29 говорят о разной токсичности исследуемых субстратов для тест–растений, что можно объяснить разными концентрациями ТМ в почвах и водных вытяжках почв Рис. Индексы токсичности тестируемых сред для разных модельных организмах 1,5 ИТФ 1 0,5 0 Пункт 1 Пункт 2 Пункт 3 Пункт 4 Пункт 5 Пункт 6 Пункт 7 Пункт редис почва кресс-салат почва редис водная вытяжка кресс-салат водная вытяжка лук водн Вопрос о разработке шкал токсичности природных сред с комплексом поллютантов остается еще открытым, не смотря на то, что существует несколько десятков шкал, которыми пользуется современная наука. Открытость вопроса связана с тем, что реакции тест–организмов на модельные условия резко отличаются от таковых в природных условиях, где создать влияние какого–либо одного поллютанта невозможно. Почти всегда мы имеем дело с комплексом поллютантов, в котором учесть влияние каждого порой бывает сложно, и не всегда можно выявить механизмы взаимосвязи.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ История вопроса об использовании растений в качестве чувствительных организмов к загрязнению окружающей среды уходит своими корнями в древние века. Первые наблюдения сделали еще античные ученые: Теофраст, Катон, Плиний старший, Колумелла. На современном этапе развития человечества происходит бурное развитие методов биотестирования, как единственного подхода адекватной оценки состояния биологических и экологических систем. Для первичной оценки состояния окружающей среды используют специально подобранные тест– организмы, которые должны соответствовать 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 Разнообразные техногенные процессы и бурная «эпидемия автомобилизации» как фактор загрязнения городской окружающей среды ведут к накоплению различных соединений, в т.ч. и тяжелых металлов в почве, обуславливая ее загрязненность. 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. В экспериментах по данной проблематике нами были использованы красный редис с белым кончиком (Raphanus sativis), кресс-салат (Lepidium sativum) и лук репчатый (Allium cepa). Исследования показали, что все три тест–системы оказались чувствительными к повышенному содержанию тяжелых металлов в почве, а лук репчатый наиболее чувствителен к содержанию тяжелых металлов в водных вытяжках почв техногенных зон города. Тестируемые почвы содержат повышенное содержание меди, свинца, кадмия, цинка и хрома. В почве пункта 1 содержится Pb, Zn, Cr, превышающие ПДК в 5;

1,5;

3,9 раз соответственно;

пункт 2 – Cu, Pb, Cd, Zn, Cr, превышающие ПДК в 1,08;

6;

2,7;

1,5;

3,9 раз;

пункт 3 – Pb, Cd, Zn, Cr, превышающие ПДК в 8,3;

4,7;

1,4;

1,8 раз;

пункт 4 – Pb, Cr, превышающий ПДК в 5,1 и 4,7 раз;

пункт 5 – Cu, Pb, Cd, Zn, превышающие ПДК в 2,8;

10,1;

3;

3,3 раз;

пункт 6 – Cu, Pb, Cd, Cr, превышающие ПДК в 3,6;

4;

3,7;

2 раза;

пункт 7 – Cu, Pb, Cd, Zn, Cr, превышающие ПДК в 1,8;

9,9;

4;

2,8;

2 раза;

пункт 8 – Pb, Cd, Zn, Cr, превышающие ПДК в 5,1;

4,3;

1,3;

4,3 раза. При изучении митотической активности клеток апикальной меристемы корешков экспериментальных проростков наблюдалось достоверное ингибирование митоза по сравнению с контролем (максимальное ингибирование составило 30,77 % – пункт 5, минимальное–8,97 % – пункт 3). Проведенный корреляционный анализ позволил выявить корреляцию положительной и отрицательной направленности между содержанием ТМ в почве, превышающих ПДК, и активностью пролиферации клеток меристемы корешков проростков тест–растения. В исследованиях по биотестированию почв установлено их фитотоксичное действие, которое проявилось в ингибировании всхожести семян редиса и кресс–салата. 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. Фитотоксическое действие тестируемых почв проявилось как в ингибировании, так и в стимулировании развития подземной части редиса и кресс–салата. 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. Аналогичное воздействие оказали тестируемые почвы на развитие надземной части редиса и кресс-салата. Почвы пункта 1 и 2 стимулировали (4,25 %, 17,24 %) развитие надземной части редиса. Для остальных пунктов характерно достоверное ингибирование развития надземной части проростков редиса: пункт 3 – 30,69%, пункт 4 – 20,12 %, пункт 5 – 27,82 %, пункт 6 – 26,21 %, пункт 7 – 27,82 %, пункт 8 – 10,57 %. На надземную часть проростков кресс–салата тестируемые почвы воздействовали угнетающе, достоверно ингибируя развития на 34,41 % пункт 1;

26,95 % – пункт 2;

44,58 % – пункт 3;

22,03 % – пункт 4;

30,17 % – пункт 5;

35,60 % – пункт 6;

22,03 % – пункт 7;

77,46 % – пункт 8. Проведенный корреляционный анализ показал наличие слабой корреляционной связи между содержанием гумуса в почве и длиной подземной и надземной части проростков редиса и кресс–салата, и наличие средней и тесной корреляции между содержанием ТМ в почвах и длиной подземной и надземной части проростков тест–растений. Изучение воздействия повышенного содержания тяжелых металлов в почвах на активность каталазы в проростках редиса и кресс–салата, показало, что этот тест–отклик может быть использован при мониторинге загрязнения почв ТМ. Под воздействием тяжелых металлов почв происходило достоверное ингибирование активности каталазы в проростках редиса и кресс–салата. Максимальное ингибирование активности каталазы проростков редиса составило 71,29 % (пункт 3), минимальное – 29,12 % (пункт 8), для кресс-салата эти показатели соответственно составили 77,36 % (пункт 1) и 12,26 % (пункт 2). Кроме того, наблюдается заметная корреляция между содержанием ТМ в почве и активностью каталазы. Однако, не во всех случаях корреляция заметная. Была установлена слабая корреляция между содержанием ТМ превышающих ПДК и активность каталазы. Следует предположить, что наличие слабой корреляции между содержанием ТМ в почве, превышающих ПДК и активность каталазы связано с синергическим эффектом, который возникает при взаимодействии нескольких поллютантов. При биотестировании водных вытяжек почв тестируемых пунктов оказалось, что водная вытяжка почв пунктов при четырехдневном экспонировании достоверно ингибирует развитие корней. Так, почвы пункта 5 при четырехдневном экспонировании в ней луковиц максимально ингибирует развитие корней Allium cepa на 72,67%. Водная вытяжка почвы пункта 1 максимально ингибирует развитие корней у Allium cepa на 7 и 14 сутки (66,90% и 65,15% соответственно). Кроме того, водная вытяжка почвы этого пункта больше других стимулирует, в количественном соотношении, образование утолщений на корнях луковиц лука репчатого (45,68%).

В экспериментах по биотестированию водных вытяжек, водная вытяжка почв вызвала достоверное ингибирование митотической активности, клеток апикальной меристемы корешков опытных проростков по сравнению с контрольными. Максимальное ингибирование оказала водная вытяжка почвы пункта 5 и составила 34,82 % Проведенный корреляционный анализ указывает на наличие связей между митотической активностью и содержанием ТМ в водных вытяжках почв: корреляционная зависимость имеет самые низкие значения в П. 1, 4 для цинка r Zn = 0.11;

0,20 ;

в П. 2, 3, 5, 6 для меди r Cu = – 0,05;

– 0,50;

0,27;

0,20;

в П. 7, 8 для свинца r Pb = – 0,24;

= – 0,24. Энергия прорастания и всхожесть семян опытных тест–растений также были достоверно ниже (р 0,9500) контрольных, что говорит о фитотоксичности водных вытяжек почв. Всхожесть семян кресс–салата максимально ингибировалась водной вытяжкой пункта 3 (33,40%), минимально – 3,96% (пункт 8). Максимальный процент ингибирования всхожести семян редиса оказала водная вытяжка почвы пункта 4 (41,02%). Минимальный – водная вытяжка почвы пункта 2 – 9,28%. При биотестировании водных вытяжек почв было зафиксировано как ингибированное так и стимулированное развитие подземной и надземной частей у редиса и кресс–салата. У кресс–салата было зафиксировано достоверное ингибирование развития корневой системы, под действием водных вытяжек почв пунктов: 2, 3, 4, 5, 6, 7, 8, которое составило 23,12%, 23,12%, 32,08%, 19,17%, 34,17%, 37,50%, 36,87%, и 23,54% соответственно. Максимальное ингибированное развитие под воздействием водных вытяжек, было зафиксировано для пункта 4 и составило 22,09%. Минимальное – водные вытяжки почв пунктов 1 и 5 (3,33% и 3,58%). Изучение влияния водных вытяжек почв тестируемых пунктов показало, что вытяжки достоверно ингибируют и стимулируют активность каталазы у проростков тест–растений. Максимально ингибирует активность каталазы проростков кресс–салата водная вытяжка почвы пункта зафиксировано у проростков кресс–салата (0,66% – пункт 6). 8 на Для 40,56%, минимально – пункт 2 5,38%. Недостоверное стимулирование было проростков редиса было зафиксировано достоверное стимулирование активности каталазы и максимально составило для пункта 7. Самый высокий процент ингибирования активности исследуемого биохимического показателя характерен для пункта 2 – 66,03%, самый низкий – 25,29% (пункт 5). Активность каталазы проростков редиса и кресс–салата может быть использована в качестве критерия для биотестирования водных вытяжек почв. Таким образом, в результате проведенных экспериментов, опираясь на шкалу токсичности, удалось установить, что при биотестировании почв с повышенным содержанием тяжелых металлов эффективно использовать такие признаки, как митотическая активность апикальной меристемы корешков салата. Активность каталазы проростков редиса и кресс–салата возможно использовать как биохимический индикатор оценки токсичности городских почв. При биотестировании почв по морфометрическим признакам эффективно применять экспонирование свежих луковиц Allium cepa в тестируемых вытяжках почв. Почвы тестируемых пунктов более токсичными оказались для кресссалата, а водные вытяжки почв тестируемых пунктов для лука репчатого. Второй тест–системой по чувствительности к присутствию тяжелых металлов в водных вытяжках оказался кресс-салат. проростков лука репчатого, всхожесть семян, каталазная активность, длина, надземной и подземной части проростков редиса и кресс– ВЫВОДЫ 1. Установлено, что редис (Raphanus sativus), кресс–салат (Lepidium sativum) и лук репчатый (Allium cepa) могут быть использованы для биотестирования почв техногенных зон городских территорий. Кресс–салат более чувствителен к повышенному содержанию тяжелых металлов в почве, а лук репчатый наиболее чувствителен к содержанию тяжелых металлов в водных вытяжках почв техногенных зон города. 2. Почвы техногенных зон городских территорий содержат до 3 ПДК меди, до 7 ПДК свинца, до 4 ПДК кадмия, до 2 ПДК цинка, до 4 ПДК хрома. 3. Реакция лука репчатого на содержание тяжелых металлов в почвах техногенных зон проявилась в достоверном ингибировании митотической активности клеток апикальной меристемы корешков проростков (в среднем на 19%). 4. Фитотоксичное действие почв проявилось в ингибировании всхожести семян редиса до 53%. У всех изученных проростков редиса, выращенных на тестируемых почвах, происходило как ингибирование (в среднем до 30%), так и стимулирование роста корневой системы (в среднем до 25%);

рост надземной части проростков редиса почвами техногенных зон ингибировался (в среднем на 23%) и стимулировался (в среднем на 17%);

активность каталазы ингибировалась (в среднем, на 60%). 5. Фитотоксичное действие, почв проявилось в ингибировании всхожести семян кресс–салата (в среднем до 50%). Рост подземной части проростков кресс–салата, ингибировался (в среднем до 40%), рост надземной части ингибировался (в среднем на 31%), активность каталазы ингибировалась (до 44%). Активность каталазы проростков редиса и кресс– салата 6. может быть использована тяжелых как индикаторный в водных признак при почв биотестировании почв техногенных зон города. Содержание металлов вытяжках техногенных зон не превышает ПДК, тем не мене, они подавляли и стимулировали развитие индикаторных признаков. По все вероятности, это происходит из–за синергического эффекта, возникающего в результате полиэлементного состава водных вытяжек почв. 7. Водная вытяжка почв техногенных зон при четырехдневном экспонировании в ней луковиц Allium cepa ингибирует развития корней в среднем на 55%, при семидневном в среднем на 54%, при четырнадцатидневном экспонировании, в среднем на 49%. При этом сроке экспонирования имеет место и стимулированное воздействие водной вытяжки на рост корней лука репчатого (в 13% случаях). Кроме того, водная вытяжка стимулирует образование утолщений у 38% корней луковиц на 7 сутки экспонирования и ингибирует митотическую активность клеток апикальной меристемы корешков опытных проростков лука репчатого в среднем на 11%. 8. Фитотоксичное действие водных вытяжек почв проявилось в ингибировании всхожести семян редиса в среднем на 29%. У всех изученных проростков редиса, происходило как ингибирование (в среднем на 13%), так и стимулирование роста корневой системы (единичный случай на 49%). Рост надземной части проростков редиса стимулировался в среднем на 20%, ингибировался в среднем на 16%. Активность каталазы стимулировалась в среднем на 14%, ингибировалась в среднем на 31%. 9. Фитотоксичное действие почв проявилось в ингибировании всхожести семян кресс–салата в среднем на 18%, в ингибировании роста подземной и надземной части проростков и активности каталазы (в среднем на 33%, 25% и 15% соответственно). Активность каталазы проростков редиса и кресс–салата может быть использована как индикаторный признак при биотестировании водных вытяжек почв техногенных зон города. 10. В результате проведенного корреляционного анализа между содержанием тяжелых металлов в почве, превышающих ПДК, и проявлением индикаторных признаков установлено, что максимально превышающие ПДК свинца для пункта не всегда тесно коррелирует с проявлением индикаторных признаков. Напротив, наблюдается большая зависимость между проявлением индикаторных признаков с тяжелыми металлами, концентрации которых в почве немаксимально превышают свои ПДК для пункта или вообще не превышают их. 11. Ингибированное и стимулированное развитие индикаторных признаков должно быть отражено в оценочных шкалах тестируемых сред окружающей среды, в связи с чем была разработана шкала токсичности сред.

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 1 2 Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Л.: Агропромиздат, 1987. Алексеева Попова Н.В. Специфичность металлоустойчивости и ее механизмов у высших растений // Микроэлементы в биологии и их применение в сельском хозяйстве и медицине: Тез. докл. ХI Всесоюз. конф. Самарканд, 1990. С. 260 261. Алисов Б.П. Климат СССР. М.: Высшая школа, 1969. 275 с. Антыков А.Л., Стомарев А.Я. Почвы Ставрополья и их плодородие Ставрополь: Кн. изд во, 1970. 413 с. Аржанова В.С. Миграция микроэлементов в почвах (пот данным лизиметрических исследований) // Почвоведение 1977. №4. С. 71 77 Багдасарян А.С. Митотическая активность клеток корневой меристемы Allium cepa (L.) как критерий антропогенной нагрузки // Материалы научной конференции «Университетская наука региону» Ставрополь, 2004. С.13 14. Барсукова В.С. Физиолого генетические аспекты устойчивости растений к тяжелым металлам: Аналитический обзор / СО РАН ГПНТБ;

Ин т почвоведения и агрохимии Новосибирск, 1997. 63 с. (Сер. «Экология», Вып 47). Баумгертнер М. В. Лишайники биоиндикаторы загрязнения окружающей среды юга Кемеровской области: Автореф.... канд. биол. наук. Новосибирск, 1999. 15 с. Белоусова З.П., Селезнева Е.С. Генотоксичность производных индола // Вестник СамГу Естественнонаучная серия. Второй спец. Выпуск. 2004. С. 106 113 Бессонова В.П., Грицай З.В., Юсыпина И.Ю. Использование цитогенетических критериев для оценки мутагенности промышленных поллютантов // Цитология и генетика. 1996. Т.30 №5. С.70 76 Биоиндикация загрязнений наземных экосистем: Пер. с нем./ под ред. Р. Шуберта М.: Мир, 1988. 350 с. Болдырева Н.М. Методы биотестирования сточных и природных вод на культуре инфузорий. // Методы биотестирования вод. Черноголовка, 3 4 11 1988, С.127. Бутаев А.М., Костров Б.П.,. Исуев А.Р., Монахов С.К.,.Адаева П.А., Гуруев М.А., Кабыш Н.Ф. Токсико генентическое состояние природных вод Дагестана // Вестник Дагестанского научного центра РАН. 2002. № 12. С. 42 49. Буторина А.К., Калаев В.Н., Вострикова Т.В. Цитогенетическая характеристика семенного потомства некоторых видов древесных растений в условиях антропогенного загрязненичя г. Воронежа // Цитология. 2000. Т. 42. № 2. С. 196 201 Буторина А.К., Калаев В.Н., Луняк А.И. и др. Цитогенетический мониторинг в районах Брянской и Воронежской областей, подвергшихся воздействию аварии Чернобыльской АЭС // Акт. вопросы экологии и охраны природных экосистем южных и центральных регионов России: материалы межресп. научн. практ. конференции. Краснодар, 1996. С. 166 167 Вавилов Ю.В., Рябкова Н.В. Drosophila melanogaster в системе биомониторинга малых рек // Малые реки: Современное состояние. Тез. докл. междунар. науч. конф. 23 27 апреля 2001 Тольятти. С. 45 Вальков В.Ф., Колесников С.И., Казеев К.Ш. Влияние загрязнения тфжелыми металлами на фитотоксичность чернозема // Агрохимия. 1997. № 6. С. 50 55. Вардуни Т.В. Перестройки хромосом в клетках высших растений как показатель мониторинга мутагенов окружающей среды. Автореф.... канд. биол. наук. Воронеж., 1997. 24с. Верхотуров В. В. Взаимное влияние пероксидазы и низкомолекулярных антиоксидантов при прорастании семян пшеницы: Автореф. дис.... канд. биол. Наук. Иркутск., 1999. 23 с. Волков Ю. В. Мониторинг окружающей среды с помощью годичных колец деревьев // Проблемы геологии и освоения недр/ Тез. Докл. V Международный научный симпозиум имени академика М. А. Усова студентов, аспирантов и молодых ученых, посвященный 100 летию горно геологического образования в Сибири, 9 13 апр., 2001 Томск, С. 597 598. Воробейчик Е.Л., Позолотина В.Н. Микромасштабное пространственное 22 25 26 варьирование фитотоксичности лесной подстилки // Экология. 2003. № 6. С. 420 427. Востирикова Т.В. Цитология митоза у березы повислой (Betila pendula Roth.) // Цитология. 1999. Т. 41. № 12. С. 1058 1059. Вредные химические вещества. Неорганические соединения элементов V VIII групп. Справочник. Под общ. ред. В. А. Филова Л. :Химия :Ленингр. отд ние, 1989, 592 с Вронский В.А., Саламаха И.Н. Эколого географические проблемы автомобилизации городской среды // Эколого географический вестник юга России. 2001. № 1. С. 68 75 Галактионов С.Г., Юдин В.М.. Водоросли сигнализируют об опасности. Минск., 1980. 144с Гамзикова О.И., Барсукова В.С. Изменение устойчивости пшеницы к тяжелым металлам. // Докл. РАСХН. 1996. N 2. С. 13 15. Гарина К.П. Ячмень как возможный объект для цитогенетических исследований при изучении мутагенности факторов окружающей среды / Генетические последствия загрязнения окружающей среды. М.: Наука, 1977, С 110 116 Гарипова Р.Ф., Калиев А.Ж. Биотестирование водных вытяжек почв подвергшихся воздействию выбросов газохимического Оренбургского комплекса // Вестник Оренбургского государственного университета. 2004. №9. С. 90 92 Гераськин С.А., Дикарев В.Г., Удалова А.А., Дикарева Н.С. Влияние комбинированного действия ионизирующего излучения и солей тяжелых металлов на частоту хромосомных аберраций в листовой меристеме ярового ячменя // Генетика. 1996. Т.32. №2. С. 279 288 Гербхард А., Четвериков А.Г., Герасименко В.В., Цоглин Л.Н. Действие ионов ртути на растения ряски.//Физоилогия растений. 1990. Т.37. Вып.2. С.349 354 Гогуа М.Л. Изучения генотоксического потенциала солей хрома, молибдена, вольфрама на растительных тест системах: Автореф. … канд. биол. наук. М. 2003. 18с Голубкова Э.Г. К методике использования инфузорий в биотестировании // Биологичесмкие основы изучения, освоения и охраны животного и 33 34 36 37 39 43 растительного мира, почвенного покрова Восточной Феноскандии. Тез.докл. Междунар. конф. и выездной научн. Сессии Отделения общей биологии РАН, Петрозаводск, 6 10 сентября, 1999, С. 74 75 ГОСТ 12038 84. Семена сельскохозяйственных культур. Методы определения всхожести. М. Издательство стандартов 1985. ГОСТ 12039 82. Семена сельскохозяйственных культур. Методы определения жизнеспособности. М.: Изд во стандартов, 1983, 81с. Государственный доклад о состоянии окружающей природной среды Ставропольского края в 2002 году. Ставрополь, Госкомэкология. 2003 Государственный доклад о состоянии окружающей природной среды Российской Федерации в 1997 году:. М, 1998. Государственный доклад о состоянии окружающей природной среды Российской Федерации в 1998 году.: М, 1999. 265 с. Давронов И.Д., Захаров И.А. Индукция митотического кроссинговера и соматических мутаций у сои при действии нейтронов (0,8 МэВ) в сравнении с гамма облучением // Генетика. 1985. Т. 21. №11. С. 1864 1868 Давыдова С.Л. Автотранспорт продолжает загрязнять окружающую среду // Экология и промышленность Россиию 2000ю № 7ю С. 40 41 Дегтярева Т.В. Геохимические особенности ландшафтов г. Ставрополя (на примере распределения тяжелых металлов в почве и растениях): Дисс … канд. географ. наук. Ставрополь., 2003. 182с. Демьянов В.А. Ценотическая роль Pinus sylvestris L. в лесных сообществах Кольского Севера в условиях техногенного загрязнения // Изв. АН. Сер. биол. 1992. №1. С. 52 58 Дмитриева С.А., Парфенов В.И. Кариология флоры как основа цитогенетического мониторинга: на примере Березовского биосферного заповедника. Минск: Наука и техника. 1991. 231с Добровольский В.В. Глобальная геохимия свинца // Свинец в окружающей среде. М.: Наука, 1987. С. 7 20 Добровольский В.В. Некоторые аспекты загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами // Биологическая роль микроэлементов. М.: Наука, 1983. С. 44 47 48 49 51 Довгалюк А. И., Калиняк Т. Б., Блюм Я. Б.Оценка фито и цитотоксической активности соединений тяжелых металлов и алюминия с помощью корневой апикальной меристемы лука // Цитология и генетика 2001a, том 35, № 1,С. 3 9 Довгалюк А.И., Калиняк Т.Б., Блюм Я.Б. Цитогенетические эффекты солей токсичных металлов в клетках апикальной меристемы корней проростков Allium cepa L. // Цитология и генетика 2001 b, том 35, № 2, С. 3 10 Дубинин Н.П. Мутагенез и окружающая среда. М.: Наука, 1978. 180 с. Дубинин Н.П. Некоторые проблемы современной генетики. М.: Наука, 1994, 224с. Дубинин Н.П., Пашин Ю.В. Мутагенез и окружающая среда. М.: Наука, 1978. 130 с. Дятлов С.Е. Роль и место биотестирования в комплексном мониторинге загрязнения морской среды // Экология моря. 2000. вып. 51. С 83 87 Евгеньев М.И. Тест методы и экология // Соросовский образовательный журнал. 1999. № 11. С.29 34. Евсеева Т. И., Гераськин С. А. Использование традесканции для оценки токсичности, тератогенности и мутагенности проб талой воды, содержащих тяжелые металлы // Международный экологический конгресс "Новое в экологии и безопасности жизнедеятельности", Санкт Петербург, 14 16 июня, 2000. СПб, 2000 Т. 2. С. 178 181. Евсеева Т.И. Зайнуллин В.Г. Исследование мутагенной активности атмосферного воздуха и снежного покрова Г. Сыктывкара по тесту соматических мутаций в волосках тычиночных нитей традесканции (клон 02). //Экология. 2000. №5. С. 343 348 Евсеева Т.И. Закономерности раздельного и сочетанного действия факторов радиационной и нерадиационной природы в диапазоне малых доз на традесканцию, КЛОН 02. Дис. … канд. биол. наук : Сыктывкар, 1999. 181с. Евсеева Т.И., Гераськин С.А., Шуктомова И.И., Храмова Е.С. Комплексное изучение радиоактивного и химического загрязнения водоемов в районе расположения хранилища отходов радиевого промысла // Экология. 58 62 63. № 3. С.176 183. Егоров Д.О., Егорова А.О Оценка уровня загрязненности окружающей среды с использованием биоиндикаторов // "Современные проблемы экологии, микробиологии и иммунологии" Тез. докл. регион. конференции молодых ученых, 18 20 янв., 1999. Пермь, С. 25 27. Егоров Ю. А., Николаевский В. С., Суздалева А. Л. Место биоиндикации в системе обеспечения экологической безопасности человеческой деятельности: На примере атомной энергетики // Современные проблемы биоиндикации и биомониторинга" Тез. Докл. Международн. симпозиума по биоиндикаторам 17 21 сент., 2001. Сыктывкар, 2001 С. 58, 246. Егорова Е.И., Белолипецкая В.И. Биотестирование и биоиндикация окпужающей среды. Уч. пособие. Обнинск: ИАТЭ, 2000. 80с. Егорова Е.И., Козьмин Г.В., Трофимов А.И. Проблемы экологической оценки состояния природной среды в районах размещения атомных электростанций // Вестник Российской Академии Естественных Наук. 2002. №2. С. 4 8. Егорова Е.И., Сынзыныс Б.И. Биотестирование объектов ркружающей среды. Лабораторный практикум по курсу «Биотестирование». Обнинск: ИАТЭ, 1997. 88с. Жидкова Е. Н., Родионова С. А Использование сорных растений в качестве объектов биоиндикации загрязнения среды // Устойчивое развитие административных территорий и лесопарковых хозяйств. Проблемы и пути их решения: Тез.докл. научно практ. Конф., Москва, 30 31 окт., 2002г. М., 2002 С. 74 76. Загрязнение воздуха и жизнь растений / Под ред. М. Трешоу. Л.: Гидрометеоиздат. 1988. Захаров В.М. Асимметрия животных. М.: Наука, 1987. 216 с. Захаров В.М., Кларк Д.М. Биотест как интегральная оценка здоровья экосистем и отдельных видов.М.: Моск.отделение Междунар. фонда Биотест 1995, 68 с. Зейферт Д.В., Хохуткин И.М. Использование наземных моллюсков для оценки качества окружающей среды // Экология. 1995. № 4. С.307 310. Золотарёва Г.Н., Исхакова Э.Н., Облапенко Н.Г. Использование семян 67 71 77 Allium fistulosum G. в качестве предварительного теста при изучении мутагенных факторов окружающей среды // Цитология и генетика. 1977. Т.11. №1. С.62 65. Зуев Е.А. Влияние солей тяжелых металлов на биологические показатели злаков: Автореф. …канд. биол. Наук. Ставрополь, 2002. 23с. Зырин Н.Г., Обухов А.И., Белицина Г.Д. Методические указания по спектральному определению микроэлементов в почвах и золе растенийю МЮ: 1971. С. 31 Ивашов П.В., Сиротский С.Е., Пан Л.Н. Диатомовые водоросли биогеохимические индикаторы качества воды бассейна Амура / Биогеохимические и гидрологические исследования на Дальнем востоке: Сб. научных тр. Вып. 7. Владивосток, 1998. С. 5 49 Илларионов С.А., Назаров А.В., Калачникова И.Г. Роль микромицетов в фитотоксичности нефтезанрязненных почв // Экология. 2003. № 5. С. 341 346 Ильин В.Б. Тяжелые металлы в системе почва растение. Новосибирск: Наука, 1991. 51с. Ильин В.Б.,, Степанова М.Д. Тяжелые металлы защитные возможности почв и растений урожай // Химические элементы в системе почва растение Новосибирск.: Наука, 1982. С. 73 Ильин В.Б.,Степанова М.Д. Распределение свинца и кадмия в растениях пшеницы, произрастающих на загрязненных этими металлами почвах // Агрохимияю 1980. № 5. С. 144 119 Ильинских Н.Н. Ильинских И.Н., Некрасов В.Н. Использование микроядерного теста в скрининге и мониторинге мутагенов // Цитология и генетика. 1988. Т 22. № 1. С. 67 72 Илющенко В.П. Быстрое тестирование токсичности основанное на определении респираторной активности сперматозоидов и (или) инфузорий // Экология. 1995. №1. С. 63 67 Илющенко В.П., Щегольков В.Н. Чувствительность Allium теста к присутствию тяжелых металлов в водной среде // Химия и технология воды. 1990. Т. 12. №3. С. 275 278. Инструкция к прибору «Биотестер 2». Л.: ПО «Квант 2». 1992 Кабиров Р.Р., Сагитова А.Р., Суханова Н.В. Разработка и использование 83 многокомпонентной тест системы для оценки токсичности почвенного покрова городской территории // Экология. 1997. № 6. С. 408 411 Кабиров Р.Р., Суханова Н.В., Хайбуллина Л.С. Оценка токсичности атмосферного воздуха с помощью микроскопических водорослей //Экология. 2000. №3. С. 231 232 Калаев В.Н. Цитогенетический мониторинг загрязнения окружающей среды с помощью растительных тест систем: Автореф. … канд. биол. наук. Воронеж, 2000. Каннукене Л., Тамм К. Мхи как индикаторы загрязнения атмосферного воздуха //Индикация природных процессов и среды. Вильнюс, 1976, С. 42 44 Касимов Н.С. и др. Проблемы и опыт регионального эколого геохимического анализа ландшафтов // Географическое прогнозирование и охрана природы. М.: Изд во МГУ, 1990. С. 59 74 Кашин В.К., Иванов Г.М. Особенности накопления свинца в растениях бассейна озера Байкал // Экология. 1998. №4. С. 316 318 Ковда В.А., Золотарева Б.И., Скрипчинский И.И. О биологической реакции растений на тяжелые металлы в среде // Докл. АН СССР. 1979. Т. 247, N 3. С. 766 768. Коженкова С.И., Христофорова Н.К., Чернова Е.Н. Долговременный мониторинг загрязнения морских вод северного приморья тяжелыми металлами с помощью бурых водорослей //Экология. 2000. №3. С. 233 237 Колупаев В. Б. Парамеции и черви как индикаторы загрязнения почв городских территорий // Международная научная конференция " Экологические и гидрометеорологические проблемы больших городов и промышленных зон"., Санкт Петербург, 18 20 окт., 2000. СПб, 2000 С. 73 74. Кондаурова В.А. Влияние отходов мебельного производства на биологические показатели древесных растений: Дис. … канд. биол. наук. Воронеж, 2001. 174с. Косицын А.В., Алексеева Попова Н.В. Действие тяжелых металлов на растения и механизмы мкталлоустойчивости // Растения в экстремальных 94 96 условиях питания. Л.: Наука, 1983. С. 5 22 Краснова Н.М. Ферментативная активность и химический состав растений на почвах повышенным содержанием Zn, Ni, Mg // Микроэлементы в биологии и их применение в сельском хозяйстве и медицине. Самарканд, 1990. С. 296 297. Криволуцкий Д.А. Биоиндикация экологических последствий аварии на ЧАЭС // Биотестирование в решении экологических проблем. Зоол. Ин т РАН. С Пб, 1991. С.27 118 Критерии оценки экологической обстановки территорий для выявления зон чрезвычайной экологической ситуации и зон экологического бедствия. М.: МПР РФ 1992. Куцоконь Н.К., Безруков В.Ф., Лазаренко Л.М., Рашидов Н.М., Д.М. Гродзинський Кількість аберацій на аберантну клітину як параметр хромосомної нестабільності. 1. Характеристика дозових залежностей // Цитология и генетикаю. 2003. том 37. № 4. С. 20 25 Ладонина Н.Н. Ладонин Д.В. Загрязнение почв юго восточного административного округа г. Москвы медью и цинком // Экология. 2000. № 1. С. 61 64 Ладонина Н.Н., Ладонин Д.В. Загрязнение почв юго восточного округа г. Москвы медью и цинком // Экология. 2001. № 1. С. 61 64 Лапкина Л.Н., Флеров Б.А. Экспресс обнаружение в воде веществ, обладающих раздражающими свойствами // Токсикол. Вестник. 2001. № 3. С. 16 24 Лекявичус Р.К. Химический мутагенез и загрязнение окружающей среды. Вильнюс: Мокслас, 1989. 233 с. Лепнева О.М, Обухов А.И. Состояние свинца в системе почва растение в зонах влияния автомагистралей // Свинец в окружающей среде. М.: Наука, 1987. С. 149 180;

Лозановская И.Н. Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении: Учеб. пособие для хим., хим. технол., биол. специальностей и направлений вузов / И. Н. Лозановская, Д. С. Орлов, Л. К. Садовникова. М.: Высш. школа., 1998. 286 с. Ломагин А.Г., Ульянова Л.В. Новый тест на загрязненность воды с использованием ряски Lemna minor L.//Физиология растений. 1993.

101 102 107 108 110 N 2. C.327 328 Лурье А.А., Фокин А.Д., Касатиков В.А. Поступление цинка и кадмия в зерновые культуры из почвы, удобренной остатками сточных вод // Агрохимия. 1995. № 11. С. 80 92. Магулаев А.Ю. Основы биологической статистики: Учебное пособие. Ставрополь: СГПИ, 1994. 52с. Магулаев А.Ю. Приготовление временных цитологических препаратов // Биология в школе. 1980. №3. С.45 46 Магулаев А.Ю., Кривошеева Т.Н. Изменение каталазной активности проростков пшеницы под действием солей тяжелых металлов // Материалы научной конференции «Университетская наука региону» Ставрополь, 2004. С.125. Макеева Т.И., Никонова Г.Н. Оценка антропогенной нагрузки на территории по показателям стабильности развития растений // «Проблемы и пути их решения». Тез. докл. научно практ.конф. 30 31 окт., 2002. М., 2002 С. 201 207. Малюга Н.Г., Цаценко Л.В., Аветянц Л.Х. Биоиндикация загрязнения воды тяжелыми металлами с помощью представителей семейства рясковых Lemnaceae. // Экологические проблемы Кубани. Краснодар.КГАУ 1996. С.153 155 Мануйлов И.М., Багдасарян А.С. Использование растительных тест объектов для изучения влияния недифференцированных мутагенов // Материалы межрегиональной научно практической конференции «Образование, здоровье и культура в начале XXI века». Ставрополь, 2004. С. 100 102 Медведев Н.Н. Практическая генетика. М.: Наука, 1968. 294с. Меннинг У.Д.,Федер У.А. Биомониторинг загрязнения атмосферы с помощью растений. Л.: Гидропромиздат., 1985. 175с. Методические рекомендации по применению соматического мутагенеза у Dr. melanogaster в качестве тест системы для ускоренного определения канцерогенов. МЗ СССР, М., 1982 Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах сельхозугодий и продукции растениеводства. М.: ЦИНАО, 1992. 61с. Методическими указаниями по определению тяжелых металлов в кормах и 112 113 115 121 растениях и их подвижных соединениях в почвах // Министерство сельского хозяйства РФ, МЮ: ЦИНАО. 1993. 48 с. Методы биотестирования качества водной среды: Сб.ст./Под ред. О.Ф. Филенко. М., 1989. 132 с. Методы биохимического исследования растений. Под ред. А.И. Ермакова. Л.: «Колос», 1972. С. 44 47 Мирзоян А. В. Создание и апробация генетико биохимической тест системы для мониторинга мутагенности окружающей среды с использованием листьев древесных растений: Дис. … канд. биол. наук. Ростов н/Д., 2001. 125 с. Миронов А.А., Евсигнеев И.Е. Автомобильные дороги и охрана окружающей среды. Томск, 1986. 214 с. Михайлова И.Н., Воробейчик Е.Л. Размерная и возрастная структура популяции эпифитного лишайника Hypogimnia physodes (L.) NYL. в условиях атмосферного загрязнения // Экология. 1999. №2. С. 130 137 Михайлуц А. П., Зайцев В. И., Галенда И. Л. Биотестирование объектов окружающей среды и биоиндикация в городе с развитой химической промышленностью // Вестн. Рос. акад. естеств. наук. Зап. Сиб. отд ние, 2001.. № 4. C. 82 91, 203 204. Моргун В.В., Логвиненко В.Ф., Тютюн А.И. Генетические последствия аварии на Чернобыльской АЭС на примере озимой мягкой пшеницы // Физиол. и биохимия культ. раст. 1993. Т.25. №4. С. 315 323 Морозова О.Г., Бабаева Н.Н., Морозов С.В., Репях С.М. Влияние затопленных растительных остатков на формирование гидрохимического режима водоема охладителя Березовской ГРЭС 1.3. Оценка токсичности воды методом биотестирования // Химия растительного сырья, 2001. №1. С. 89 92 Москаленко Н.Н., Смирнова Р.С. Геохимическая оценка загрязнения окружающей среды Ленинского района Москвы // Экология и охрана природы Москвы и Московского региона. М.: Изд во МГУ, 1990 Мотивилин Г.В., и др Автомобильные материалы: Справочник. М.: Транспорт, 1989. 464 с. Немцева Л.С. Изучение мутагенеза на примере структурных перестроек хромосом в клетках Crepis capillaries / Генетические последствия загрязнения окружающей среды. М.: Наука, 1977. С. 119 123 Нестерова А.Н. Действие тяжелых металлов на корни растений 1. Поступление свинца, кадмия, цинка в корни, локализация металлов и механизмы устойчивости растений // Биол. науки. 1989. N 9. С. 72 86. Никифорова Е.М. Свинец в ландшафтах придорожных экосистем // Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. М., 1981. С. 220 229. Никифорова Е.М., Лазукова Г.Г. Геохимическая оценка загрязнения тяжелыми металлами почв и растений городских экосистем Перовского района г. Москвы // Вестник Московского ун та. Сер. География. 1991. №3. С. 35 38 Обухов А.И., Плеханова И.О. Атомно абсорбционный анализ в почвенно биологичесчких исследованиях. М,: Изд во МГУ, 1991. 184 с.

127 Оголева В.П., Чердакова Л.Н. Влияние никеля на биохимические процессы в люцерне // Химия в сел. хоз ве. 1986. № 3. С. 58 60 128 Оливернусова Л. Оценка состояния окружающей среды методом комплексной биоиндикации. // Биоиндикация и биомониторинг. М: Наука. 1991 129 Определение токсичности металлосодержащих отходов. Инструкция 2.1.7.11 12 3 2004 2004. Минск, 2004, 35с. 130 Осипова Р.Г. Шевченко В.А. Использование традесканции (клон 02 и 4430) в исследованиях по радиационному и химическому мутагенезу // Журн. общ. биологии. 1984. Т. 45. вып 2. С. 226 232 131 Оценка мутагенности химических веществ микроядерным методом (методические рекомендации). М.: 1984. 17 с. 132 Оценка мутагенных свойств фармокологических средств //http://www.medline.ru/konsul/jur/6/ 133 Патин С.А. Биотестирование, как метод изучения и предотвращения загрязнения водоемов // Биотестирование природных и сточных вод. М.: Наука, 1981. С.7 16. 134 Пейве Я.В. Биохимия почв. М.: Сельхозгиз, 1961. 422 с. 135 Петухова Г.А., Доронина С.А Оценка опасности эффектов последействия 138 139 143 145 нефти и продуктов нефтедобычи с помощью модельных тест объектов // Научные проблемы Западно Сибирского нефтегазового региона: гуманитарные, естественные и технические аспекты : научно техническая конференция, Тюмень, 14 17 дек., 1999. Тезисы докладов. Тюмень, 1999 С.298 299 ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.2 96. Методика определения токсичности воды по хемотаксической реакции инфузорий. Информационно методический комплект к прибору «Биотестер 2» ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.3 99. Методика определения токсичности воды и водных вытяжек из почвы и отходов по смертности и изменению плодовитости дафний ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.4 99. Методика определения токсичности воды по смертности и изменению плодовитости цериодафний. ПНД Ф Т 14.1:2:3:4.5 2000. Методика определения токсичности воды по смертности и изменению плотности дафний Погосян В.С., Агаджанян Э.А., Хачатрян Н.К. Выявление генотоксических агентов производственных загрязнителей с использование теста по A. Cepa // Биологический журнал Армении. 1987. Т. 40. № 6. С.497 499 Погосян В.С., Симонян Е.Г., Джигарджян Э.М., Арутюнян Р.М. Оценка генотоксического действия антропогенных факторов на растения в городских условиях // Цитология и генетика. 1991. Т. 25. № 1. С.23 29 Почва. Город. Экология / Под общей редакцией акад РАН Г.В. Добровольского. М.: Фонд «За экологическую грамотность», 1997. 320 с. Правила охраны поверхностных вод. Типовые положения. М.: Изд. Госкомприроды СССР. 1991. 38 с Пшеничнов Р.А., Закиров Ф.Н., Никитина Н. М. Микробиотест для оценки, мониторинга загрязнения почв // Экология. 1995. № 4. С. 323 333. Растения в экстремальных условиях минерального питания. Л.: Наука, 1983. 176 с. Ратнер Е.И. Пути приспособления растений к условиям питания катионами 147 150 153 154 155 156 в почве // Проблемы ботаники. М., 1950. Вып. 1. С. 427 448. РД 118 02 90. Методическое руководство по биотестированию воды. М., 1991. 40 с. РД 52.18.344 93. Методические указания. Методика выполнения измерений интегрального уровня загрязнения почвы техногенных районов методом биотестирования РД 52.18.191 89. Методические указания: Методика выполнения измерений массовой доли кислоторастворимых форм металлов (меди, свинца, цинка, никеля, кадмия) в пробах почвы атомно абсорбционным анализом: М., 1989. Реймерс Н.Ф., Яблоков А.В. Словарь терминов и понятий, связанных с охраной живой природы. М.: Наука, 1982. 144с. Реутова Н.В. Изучение мутагенного потенциала соединений меди и модификация эффектов иодистым серебром // Генетика. 2001. Т. 37. №5. С. 617 623 Реутова Н.В., Шевченко В.А. Мутагенное действие неорганических соединений серебра и свинца на традесканцию // Генетика. 1992. Т. 28. № 9. С. 89 96 Родзевич Н.Н. Окружающая среда и здоровье москвичей // Экология и жизнь. 1999. № 1. С. 53 57 Рокицкий П.Ф. Биологическая статистика Минск.: Вышэйшая школа, 1967 Романовский М.Г. Череззерница шишек семян сосны обыкновенной вблизи автодорог //Лесоведение. 1992. № 2. С. 71 74 Сает Ю.Е. Антропогенные геохимические аномалии свинца // Свинец в окружающей среде. М.: Наука, 1987. С. 130 149 Сает Ю.Е. и др. Город как техногенный субрегион биосферы // Биогеохимическое районирование и геохимическая экология. М.: Наука, 1985. С. 133 166. Сальникова Т.В. Григорова Н.В. Абрамова В.И. Костяновский Р.Г. Лукомец В.М. Мамедова А. Исследование эффективности и механизма действия химических мутагенов в различных растительных системах // Генетика. 1994. Т.30. №5. С. 657 665 СанПиН 2.1.7.573 96. Почва, очистка населенных мест, бытовые и промышленные отходы, санитарная охрана почв. Гигиенические требования 166 к использованию сточных вод и их осадков для орошения и удобрения. М.: Минздрав России, 1997. 55с. Свистова И.Д., Талалайко Н.Н., Щербакова А.П. Микробиологическая индикация урбаноземов г. Воронежа // Вестник ВГУ. Сер: Химия, биология, фармация. 2003. № 2. С. 175 180 Солдатов П.К., Давронов И.Д. Соя Glicine max (l.) как тест объект для изучения мутагенности пестицидов // Цитология и генетика. 1989. Т. 23. № 6. С 25 28 СП 2.1.7.1386 03. Санитарные правила по определению класса опасности токсичных отходов производства и потребления. М.: Минздрав России. 2003. 20с. Сперроу А.Х., Ллойд А., Шейрер Э. Возникновение срматических мутаций в Tradescantia по действием химических мутагенов ЭМС (этилметансульфоната) и ДБЭ (1, 2 дибромэтан) и специфических загрязнителей атмосферы О3, SO2, NO2 N2O. / Генетические последствия загрязнения окружающей среды.:М. Наука, 1977. 188с. Спиридонов А. И. Оценка загрязненности растительности как индикатора техногенных нагрузок для целей геоэкологического картографирования // "Экологическая безопасность и территории Белгородской области здоровье людей в 21 веке» Тез. докл. 6 Всеросс. научно практической конф. 10 12 окт., 2000. Белгород, 2000 С. 128 129. Стволинская Н.С. Жизнеспособность Taraxacum officinale Wigg в популяциях города Москвы в связи с автотранспортным загрязнением // Экология. 2000. №2. С. 147 150 Тарасенко И.Н. К вопросу о биотестировании // Экология и охрана окружающей среды. 1999. № 5. С. 563 Титенко Н.В., Евсиков В.И. Микроядра и цитогенетические нарушения в эмбрионах мышей до имплантации // Цитология и генетика. 1977. 11. № 1. С. 17 21 Толоконников В.П., Лысенко И.О., Окрут С.В. Оценка состояния и экологических проблем воздушного бассейна Ставропольского края // Вопросы географии и геоэкологии: материалы 44 научно практической конф. "Университетская наука региону№. Ставрополь: Изд во СГУ, 1999. С. 169 Трублаевич Ж.Н. Семенова Е.Н. Оценка токсичности почв с помощью лабораторной культуры коллембол Folmosia candida // Экология. 1997. №5. С. 377 381. 170 Устойчивость к тяжелым металлам дикорастущих видов / Под ред. Н.В. Алесеевой Поповой. Л.: 1991. 215 с. 171 Уфимцева М. Д., Терехина Н. В Экспрессный фитоиндикационный метод оценки экологического состояния городской среды. СПб : Изд во СПбГУ, 2000. 29 с. 172 Федорков А.Л. Микроспорогенез сосны при загрязнении Российской Лапландии // Лесной журнал. 1995. № 1. С. 47 50 173 Федорков А.Л. Половая репродукция сосны обыкновенной при аеротехногенном загрязнении в условиях субарктики // Лесной журнал. 1992. №4. С. 60 64, 174 Федорова А. И. Биоиндикация загрязнения городской среды // Изв. РАН. Сер. геогр. 2002. № 1. С. 72 80 175 Федорова А.И., Шестопалова В.В. Изучение устойчивости некоторых хвойных пород к выбросам автотранспорта // Проблемы интродукции и экологии Центрального Черноземья: сб. науч. трудов. Воронеж, 1997, С. 29 30 176 Фламм У.Г. Степенчатый метод тестирования мутагенов. // Генетические последствия загрязнения окружающей среды. М., 1977. C. 26 31. 177 Фролов В.В. Химия. М.: Высш.школа., 1986. 543 с. 178 Фролова О.А. Гигиеническая оценка факторов риска и здоровье населения молодого индустриального города: Автореф. … канд. мед. наук. Казань., 2002. 16 с. 179 Хандохов Т. Х. Изучение цитогенетического эффекта переменных электромагнитных полей различных частот на растительные тест системы: Дисс. …канд. биол. наук. Нальчик, 2004. 138 с. 180 Христова М.В., Безруков М.Е. Характеристика токсикологической активности триэтиларсина в системе трофических взаимодействий «хищник жертва» // Экология и охрана окружающей среды. 1994. № 5. С. 55 64 181 Цаценко Л.В., Малюга Н.Г. Чувствительность различных тестов на загрязнение воды тяжелыми металлами и пестицидами с использованием 187 ряски малой. Lemnа minor L. // Экология. 1998. №5. С.407 409. Цитленок С.И., Козлова А.А., Пулькина С.В. Использование митотической активности как показателя антропогенной нагрузки в природных и агропопуляциях растений. Материалы международной конференции. Томск, 2002. Цитленок С.И., Козлова А.А., Пулькина С.В., Абакумова Н.Н. Цитогенетический мониторинг Allium cepa L. в агропопуляциях Томской области // Проблемы эволюционной цитогенетики, селекции и интродукции. 1997. С.82 85. Цой Р.М., Пак И.В. Эффективность различных тест систем в оценке мутагенной активности загрязненных вод. // Экология. 1996. № 3. С. 194 197 Шавнин С.А., Фомин А.С. Сезонные изменения флуоресценции хлорофилла хвои сосны обыкновенной // Физиол. раст. 1993. Т. 40. № 2. С. 209 213 Шершунова В.И., Попова О.Н. Использование Allium fistulosum L. При мониторинге территорий с повышенной радиоактивностью // Междунар. экологический симпозиум «Урал атомный. Урал промышленный» Тез. докл. Екатеринбург., 1999. С. 182 184 Штина Э.А. Почвенные водоросли как экологические индикаторы.// Ботан. журнал. 1990. N 4. C.441 453 Шунелько Е.В. Многокомпонентная биоиндикация городских транспортно селитебных ландшафтов: Дис. … канд. биол. наук. Воронеж., 2000. 245 с. Шунелько Е.В., Федорова А.И. Экологическая оценка городских почв и выявления уровня токсичности тяжелых металлов методом биотестирования // Вестн. Воронеж. гос ун та. География и экология. 2000. № 4. С. 77 83 Щербакова Т.А., Коробова Г.Я., Волков А.Е., Бородько С.Н., Щимко Н.А., Володина Л.А. Биологическая активность маломощных торфяных почв и ее изменение под влиянием мелиорации и освоения // Проблемы Полесья. Минск, 1975. Вып. 4. С. 228 247. Щитов А.С. Климатическое районирование Ставропольской возвышенности / Сб. трудов иститута, вып. 18. Ставрополь, 1960. С. 54 192 Экологический паспорт города Стврополя. Ландшафт. Ставрополь: Изд во «Орфей». 1995. 64 с. 193 Яблоков А.В. О недооценке отрицательных последствий применения пестицидов и о вожности разработки иных путей развития сельского хозяйства. Пущино, Препринт, 1988. 100 с. 194 Ягодин Б.А. и др. Практикум по агрохимиии. М., Колос, 1987. 512с. 195 Ahmed, M., Grant, W.F. Cytological effect of the pesticides Phosdrin and Bladex on Tradescantia and Vicia faba // Can. J. Genet. Cytol. 1972. 14. Р.157 165. 169 Al Tayyar A.J. Biometrische Untersuchengen an pflanzenorganen von Lepidium sativum kulturen nach exposition auf verschiedenen immissionoshelastenen standorten unter Berucksichtigung inver okologischen keimingsbedingungen vor den exposition: eiene Eignungsrufung von Lepidium sativum fur den Einsalz in einem Immissionskatastcher Diss, Freiburg, 1981 197 Baburek I., Stiburkova B., Levy A, Angelis Karel J. Tobacco cotyledons: A novel system for testing mutagenicity in plant // Environ. and Mol. Mutagens. 1997. 30. №1. P. 91 93. 198 Badr, A., A. Ghareeb and H. M. El Din. Cytotoxicity of some pesticides in mitotic cells of V. faba roots // Egypt. J. Appl. Sci. 1992. 7. Р. 457 468. 199 Bouchet F., Dagneaut J.P. Description d'une methods de dosage biologique de la simszine dans le siol // Weed. Res., 1974. 14. P/ 145 149 200 Brown, K. W., Donnelly, K. C., Thomas, J. C., Davol, P., Scott, B. R. Mutagenicity of three agricultural soils // Sci. Total Environ. 1985. 41. Р. 173 186. 201 Cabrera G.L., Rodriguez D.M. Genotoxicity of soil from farmland irrigated with wastewater using three plant bioassays. // Mutat Res. 1999. 19;

426(2) Р.211 4. 202 Cebulska Wasilewska A. Somatic mutations in Tradescantia as a model system for studying the effects of the environmental agents /IFJ Raport No.1335/B. Institute of Nuclear Physics, Krakуw. 1986. 203 Cebulska Wasilewska A., Leenhouts, H. P., Chadwick, K. H. Synergism between EMS and X rays for the induction of somatic mutations in Tradescantia. // Rad. Biol. 1981. 40. Р. 163 173.

204 Chauhan, L. K. S., T. S. S. Dikshith, V. Sandararaman. Effect of deltamethrin on plant cells 1 Cytological effects on the root meristems of A. Cepa // Mutation Res. 1986. 171. Р. 25 30. 205 Constantin M.J., Owens E.T. Introduction and perspectives of plant genetic and cytogenetic assaya // Mutst. Res. 1982. V.99. № 1. Р. 1 12 206 Cordina, J.C., Perez Garcia, P., Romero, P., Vicente, A. A comparison of microbial bioassays for the detection of metal toxicity // Arch. Environ. Con. Tox. 1993. 25. Р. 250 254. 207 Dasler H.G. Einfluss von Luftverunreinigingen auf die vegatation, Ursachen, Wirkungen, Gegenmassnahmen, VEB, 1976. Gustav Fischer Verlag. 208 Degrassi, F., M. Rizzoni Set up of a micronucleus test in root tips of Vicia faba to detect mutagenic damages in aquatic environmental pollution // Mutation Res. 1981. 85. Р. 246 247. 209 Delhaize Emmanuel A metal accumulator mutant of Arabidopsis thaliana // Plant Physiol. 1996. 111, №3, Р. 849 855 210 Denear de Smet S. Utilisation de bioindicators experimentaux dans l'etude de l'environment urbain // Boll. Soc. Roy. Bot. Belg. 1975 108. P. 129 146 211 Diamantina T. C., Almeida E., Soares A., Guilhermino L. Lactate dehidrogenase activity as an effect criterion in toxicity tests with Daphnia magna Straus // Chemosphere. 2001. № 4. Р. 553 560 212 Effect of TPA on the mutagenicity of caffeine in the soybean mutation test / T. Fugii, M. Shizaki, H. Fujiki, T. Sigimurs // Mutat. Res. 1983. 110. № 2. P. 263 269;

213 Ehrlichmann, H., Dott, W., Eisentraeger, A. Assessment of the water extractablegenotoxic potential of soil samples from contaminated sites // Ecotoxicol. Environ. 2000. Saf., 46. Р. 73 80. 214 Fiskesjo G. The Allium test an alternative in environmental studies: the relative toxicity of metal ions // Mutation Res. 1988. Vol. 197. Р. 243 260 215 Fiskesjo G. The Allium test as a standard in environmental monitoring // Hereditas. 1985. Vol. 102. Р.92 112. 216 Fiskesjo, G. Nucleolar dissolution induced by aluminium in root cells of Allium // Physiologica plantarum. 1983. 59. Р. 508 511.

217 Fiskesjo, G. Allium test for screening chemicals;

evaluation of cytological parameters. U: Plants for Environmental Studies. W. Wang, J. W. Gorsuch i J. S. Hughes (eds.), Lewis Publishers, New York, str. 1997. Р. 308 333. 218 Fiskesjo, G. Allium test on copper in drinking water // Vatten. 1981 a. 37. Р. 232 240. 219 Fiskesjo, G. Benzo(a)pyrene and N methyl N nitro N nitrosguanidine in the Allium test // Hereditas. 1981 b. Р. 155 162 220 Fiskesjo, G. Evaluation of short term tests for toxicity and mutagenicity with special reference to mercury and selenium. Ph.D. thesis, Inst. of Genetics, Univ. of Lund, Sweden. 1982 221 Fiskesjo, G. The Alliumtest in wastewater monitoring // Environ. Toxicol. Water Qual. 1993. 8. Р. 291 298. 222 Foos K. Erdgas in Wurzelraum schadigt Pappeln aktiv // Z. Pflanzenphisiol. 1976. P. 199 209 223 Fridlender M., Lev Yadun Simcha, Baburek I., Angelis Karel, Levy Avraham A. Cell devision in cityledons after germination: Licalization, time cours and utilization for a mutagenesis assay // Planta. 1996. 199, №2. P. 307 313 224 Fugii T. Test of environmental mutagens with a soybean strain T 219 // Annu. Rept. Nat. Genet. Jap. 1978. 29. P. 70 71;

225 Fugii T., Inoue T. Mutagenic effect of a pesticide (Ekatin) in the soybean test system // Environ. and Exp. Bot. 1983. 23. № 2. P. 97 101 226 Gerber H.R., Ebner l., Bieringer H. Biotestmethode zur prufung des Abbauverhaltens eiens bodencherbicides unter standartisieten labordedugungen // Z. Pflanzenkranch, Pflanzench. Sonderch. 1975. 7. P. 169 175 227 Goggleman, W., Spitzauer, P. Mutagenicity in agricultural soils // Carcinogens and Mutagens in the Environment. 1982. Vol. 3. Р. 178 183. 228 Grant W.V. Chromosome aberration in plant as a monitoring system // Environ. Health. Persp. 1978. 27. P. 37 43. 229 Grant, W. F., Lee H. G., Logan D. M., Salomone M. F. The use of Tradescantia and Vicia faba bioassays for the in situ detection of mutagens in an aquatic anvironment // Mutation Res. 1992. 270. Р. 53 64. 230 Grezsta J. Accumulation of heavy metals by certain tree species // Urban ecology., Blackwell Scient., Publ. 1982. P. 161 231 Grover, I.S. Antagonistic effect of gamma radiation on the dormant seed of Avena fatua // Radiat. Bot. 1981. 15. Р. 439 450. 232 Gustafson F.G. Is natural gas injurios to flowering plants? // Plant. Phisiol. 1944. P. 551 558 233 Held A. Teoretische au Chlorella vulgaris Diss., Ph Kothen. 1981 234 Hughes T.J., Klein K.C., Gill B.S., Perry E., Liles T., Williams R., Claxton L., Casto B.C. Biomonitiring stadies at a Superfund un Noth Carolina. // Environ. And Mol. Mutagenes. 1993. 21, Supl.№22. Р. 31 235 Ichikawa S. Spontaneous somatic mutation frequensis in the stamen hairs of 14 different tradescantia clones heterozygous for flower color. // Environmental and experimental Botany. 1984. Vol 24. 3. Р. 259 264. 236 Ichikawa, S. In situ monitoring with Tradescantia around nuclear power plants // Environ. Health Persp. 1981. 37. Р. 145 164. 237 Ichikawa, S., Ishii, C. Somatic mutation frequencies in the stamen hairs of Tradescantia grown in soil samples from the Bikini Island. Japan. J. Gen. 1991a. 66. Р. 27 40. 238 Ichikawa, S., Ishii, C. Validity of simplified scoring methods of somatic mutations in Tradescantia stamen hairs // Environ. Exp. Bot. 1991 b. 31. Р. 247 252. 239 Ichikawa, S.,Takahashi C. S. Somatic mutation frequencies in stamen hairs of stable and mutable clones of Tradescantia after acute gamma ray treatments with small doses // Mutat. Res. 1977. 45. Р. 195 204. 240 Kihlman B.A, Andersson H.C. Sister chromatid exchanges in plants // Sister chromatid exchange, New York, John Wiley and Sons, 1982, Р. 243 265;

241 Kirby Smith, J. S., Daniels, D. S. The relative effects of X rays, gamma rays and beta rays on chromosomal breakage in Tradescantia // Genetics. 1953. 38. Р. 375 388. 242 Klatz S. Den einfluss von kalkhidrat auf keimung und waschstum aus gewahlter Arten, Hercinia N.F. 1982. P. 206 211 243 Klindworth, K.J., Davidson, P.M., Brekke, C.J., Branen, A.L. Inhibition of Clostridium perfringens by butylated hydroxyanisole // J. Food Sci. 1979. 44. Р. 564 567. 244 Knasmller, S., Gottman, E., Steinkellner, H., Fomin, A., Pickl, Ch., Pasche, A., Gd, R. Kundi, Detection of Genotoxic Effect of HeavyMetals Contaminated Soils with Plant Bioassays // Mutat. Res. 1998. 420. Р. 37 48. Kovalchuk O, Kovalchuk I, Arkhipov A, Telyuk P, Hohn B, Kovalchuk L. The Allium cepa chromosome aberration test reliabli measures genotoxicity of soils of inhabited areas in the Ukraine contaminated by the Chernobyl accident // Mutat Res. 1998. Jul 8;

415 (1 2): 47 57 Leith J.D., Murray M.B., Sheppard L.J., Cape J.N. Visible foliar injury of red spruce seed lings subjectid to stimulated acid mist // New Phitol. 1989. №3. P. 22 32. Li Wean Jian, Wei Zeng Quan, Xie Hong Mei, dahg Bing Rong et al. Biological effect of implantation and penetration of nitrogen ion beams on wheat seeds // Nucl. Sci. and Techn. 1996. 7, №4. P. 249 252 Lower Wm.R. Different mitational response of Zea mais and Tradescantia to environmental pollution. «II th Annu.Met Environ.Mutagen. Soc. Nashville. Mach 16 19. Programm and Absctr». Betheasda. Md., s.a.,109, 1980 Lower Wm.R.Mutagenic effect of petro chemical complex on Zea mays, Tradescantia, and Salmonella // Environ.Mutagenesisю 1981. 3. №3. Р. 400. Mahanta J., Chetia M., Hazarika N. C., Narain K., Sharma S. K. Toxicity of tuibur, a unique form of tobacco smoke extract used in Mizoram, India // Current science, 1998. V. 75. № 4. P. 381 385 Ma T.H. Tradescantia micrinuclei (TRAD MCN) test for environmental clastogenic // In vitro toxiti testing of environmental agents. 1983. P. 191 214. Ma T.H. Tradescantia micronucleus bioassay and pollen tube aberration test for in situ monitoring and mutagen screening // Environmental Health Perspectives. 1981 a. 37. Р. 85 90. Ma T.H. Vicia cytogenetic test for environmental mutagens: a report of the US Environmental Protection Agency Gene Tox Program // Mutat. Res. 1981 b. 99. Р. 257 271. Ma, T. H., Z. Xu, C.Xu, H. McConnell, E.V. Rabago, G.A. Arreola, H. Zhang. The improved Allium/Vicia root tip micronucleus assay for clastogenicity of environmental pollutants // Mutation Res. 1995. 334. Р. 185 195. Maier R. Nachwes von Bleiffekten in Pflanzen mit Hilfer der Gelektrophorese von Enzimen. In Schubert R., Schun J. Bioindication, Teil 2. 1980. P. 257 260 264 265 267 95 Manning W.J. Feder W.A. Biomonitiring air pollutions with plants. Appl. Sci. Publ. LTD. London.: 1980 McDaniels, A. E., Reyes, A. L., Wymer, L. J., Rankin, C. C., Stelma, G. N., Jr. Genotoxic activity detected in soils from a hazardous waste site by the Ames test and an SOS colorimetric test // Environ. Mol. Mutagen. 1993. 22. Р. 115 122. Micieta K, Murin G., The use of Pinus sylvestris and Pinus nigra as bioindicator srecies for environmental pollutions // Cytogenetic studies of forest trees and shrub species. Zagreb. 1997. P. 253 2563. Mishra K. Cytotoxic effects of distillary waste on Allium cepa L. // Bull Environ Contam Toxicol. 1993 Feb;

50(2). Р. 199 204. Nauman, C. H., Schairer, L. A., Sparrow, A. H. Influence of temperature on spontaneous and radiation induced somatic mutation in Tradescantia stamen hairs // Mutat. Res. 1977a. 50. Р. 207 218. Nauman, C. H., Schairer, L. A.;

Sautkulis, R. C., Klug, E. E. Influence of hyperthermia on the spontaneous, radiation and chemical induced mutation frequency in Tradescantia stamen hairs // Rad. Bot. 1977b. 70. Р. 632. Nauman, C. H., Sparrow, A. H., Schairer, L. A. Comparative effects of ionizing radiation and two gaseous chemical mutagens on somatic mutation induction in one mutable and two non mutable clones of Tradescantia // Mutat. Res. 1976. 38. Р. 53 70. Neururer H. Biotest to detect herbicides damage // Eur. J. For. Pathol. 1975. 5. P. 248 250 Nilan R.A. Potential of plant genetic systems for monitiring and screening mutagens // Environ. Health Perspect. 1978. Vol. 27. Р.181 196. Panda B.B., Sahu U.K., Induction of abnormal spindle function and cytokinesis inhibition in mitotic cells of Allium cepa by the organophosphorus insecticide fensulfothion // Cytobios. 1985. 42. Р. 147 155. Parry, J.M., D.J. Tweats, M.A.J. Al Massaur. Monitoring the marine environment for mutagens // Nature. 1976. 264. Р. 538 540. Posthumus A.C. Morphological simptoms and yield alternations as criteria of evaluation in the monitiring of effect of air pollutants with plants // Monitiring of air pollitants with plants, Jank. Publ, 1982. P. 73 77.

269 Printes L.B. Bohrer M.D.C., Portela C.M.S. Toxity tests applied as an integrativ tool in envoronmental sciences :Pap. 26th Congress San Paolo, 1998 270 Raghuvanshi S.S. et al. Comparative radiosensivity and radiation stimulation in diploid and autotetraploid lentii // Lens Newsletter. 1992. 19, №2. P. 14 17. 271 Ramos Morales Patricia, Rodriguez Arnaiz Rosario. Genotoxicity of two arsenic compaunds in germ cells and somatic cells of Drosophila melanogaster // Environ. and Mol. Mutagenes. 1995. №4. Р. 288 299. 272 Rancelis V., Balcluniene L., Vaitkuniene V., Zilinckaite S Genotoxity of beryllium to the plants // Biologija. 1993. №2. P. 15 19 273 Rank J, Jensen AG, Skov B, Pedersen LH, Jensen K. Genotoxicity testing of the herbicide Roundup and its active ingredient glyphosate isopropylamine using the mouse bone marrow micronucleus test, Salmonella mutagenicity test, and Allium anaphase telophase test. // Mutat Res. 1993. Jun;

300(1) Р. 29 36. 274 Rank J, Nielsen M. H. Evaluation of the Allium anaphase telophase test in relation to genotoxicity screening of industrial wastewater. // Mutat Res. 1994 V. 312 № 1. P. 17 24. 275 Rank J, Nielsen M.H. Genotoxicity testing of wastewater sludge using the Allium cepa anaphase telophase chromosome aberration assay. // Mutat Res. 1998. Oct 12;

Pages:     | 1 ||



© 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.