Содержание к диссертации
Введение
1. БИОЛОГИЧЕСКАЯ АКТИВНОСТЬ ТЯЖНЛЪТХ МЕТАЛЛОВ (обзор литературы)
1.1. Тяжелые металлы в биосфере 8
1.2. Воздействие тяжелых металлов на живые организмы 12
1.3. Особенности влияния ионов тяжелых металлов на клетку 16
1.4. Токсичность и мутагенность тяжелых металлов 20
1.5. Адаптации живых организмов к действию тяжелых металлов 27
1.6. Микроорганизмы активного ила - деструкторы загрязнителей 33
2. УСЛОВИЯ, ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ
2.1. Характеристика объектов исследования
2.1-1. Лук репчатый Allium сера как тес т-объект 40
2.1.2. Активный ил как инструмент исследования 43
2.1.3. Характеристика исследуемых солей тяжелых металлов 45
2.2. Методы анализа токсичного влияния солей тяжелых металлов
2.2.1. Методы исследования токсичного и цитотоксичного воздействия солей тяжелых металлов па лук репчатый 47
2.2.2. Методы оценки мутагенности солей тяжелых металлов с помощью анателофазного анализа 51
2.2.3. Методы определения влияния активного ила на токсичность, цитотоксичность и генотоксичность солей тяжелых металлов 53
2.2.4. Методы исследования способности активного ила аккумулировать ионы тяжелых металлов 54
2.2.5. Методы определения рН исследуемых растворов солей тяжелых металлов 56
2.2.6. Методы исследования токсичности солей тяжелых металлов для лука репчатого в почвенной культуре в присутствии активного ила и без него .
3. ИССЛЕДОВАНИЯ ТОКСИЧНОСТИ И МУТАГЕННОСТИ СОЛЕЙ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
3. і. Воздействие солей тяжелых металлов на рост лука репчатого 59
3.2. Способность солей тяжелых металлов влиять на пролиферативную активность клеток корня лука репчатого 67
3.3. Мутагенность солей тяжелых металлов в клетках корня лука репчатого 72
4. СПОСОБНОСТЬ АКТИВНОГО ИЛА МОДИФИЦИРОВАТЬ ВОЗДЕЙСТВИЕ СОЛЕЙ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ
4.1. Воздействие активного ила на токсичность солей тяжелых металлов 76
4.2. Влияние активного ила на цитотоксичность солей тяжелых металлов 83
4.3. Действие активного ила на мутагенность солей тяжелых металлов 89
4.4. Способность активного ила аккумулировать ионы тяжелых металлов 92
4.5. Воздействие солей тяжелого металла на лук репчатый в условиях почвенной культуры в чистом виде и в присутствии активного ила 96
5. ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ 106
ВЫВОДЫ 115
СПИСОК ИСПОЛЬЗОВАННЫХ ИСТОЧНИКОВ і 16
ПРИЛОЖЕНИЕ 137
- Токсичность и мутагенность тяжелых металлов
- Методы исследования токсичного и цитотоксичного воздействия солей тяжелых металлов па лук репчатый
- Способность солей тяжелых металлов влиять на пролиферативную активность клеток корня лука репчатого
Введение к работе
Тяжелые металлы и их соли на сегодняшний день относят к числу наиболее распространенных загрязнителей, поступающих R биоценозы вместе с про мыленными отходами, однако, несмотря па свою опасность, воздействие тяжелых металлов па живые организмы изучено недостаточно. Необходимо комплексное исследование механизмов биологического действия солей тяжелых металлов, позволяющее построить ряды токсичности и мутагенности как для катионов, так и для анионов. Не решена проблема поиска факторов, позволяющих снизить последствия «металлического стресса» для отдельных биоценозов и экосистемы в целом. Не исследована специфическая способность поликультуры активного ила компенсировать токсичное и мутагенное воздействие соединений тяжелых металлов на живые организмы. Все это обуславливает актуальность проблемы.
Связь темы диссертации с плановыми исследованиями.
Представленная работа связана с планом основных научно-исследовательских работ кафедры зоологии, генетики и общей экологии СамГУ по теме НИР "Деятельность экологических систем и механизмы их регуляции". Цель исследования.
Изучение токсичности, цитотоксичности и мутагенности нитратов, сульфатов и хлоридов марганца, никеля, хрома и кадмия для лука репчатого (Allium сера L.), а также исследование способности активного ила модифицировать силу воздействия данных солей тяжелых металлов.
Задачи исследования.
1. Определение токсичности и цитотоксичности двухвалентного марганца, никеля, кадмия и трехвалентного хрома для лука репчатого.
2. Изучение способности двухвалентного марганца, никеля, кадмия и трехвалентного хрома индуцировать хромосомные аберрации в клетках корневой меристемы лука репчатого.
3. Исследование влияния анионов (СГ , SO/ , NO?"") солей исследуемых тяжелых металлов на ростовые процессы, пролиферативную активность и хромосомный аппарат корневой меристемы лука репчатого.
4. Определение способности поликультуры активного ила изменять токсичные, цитотоксичиые и мутагенные свойства солей тяжелые металлов.
5. Оценка модифицирующих свойств активного ила в условиях водной и почвенной культур.
6. Выявление основных тенденций в аккумуляции ионов марганца, хрома, никеля и кадмия микроорганизмами активного ила.
Научная новизна работы.
Впервые проведен сравнительный анализ способности катионов (Мп2 , Cd2+, Ni2+, Сг"14) и анионов (СГ1, SO4 , N03" ) солей металлов ингибировать рост корешков, изменять пролиферативную активность корневой меристемы, а также вызывать появление хромосомных аберраций в клетках корневой меристемы лука репчатого Allium сера.
Впервые определена способность активного ила модифицировать негативное влияние солей тяжелых металлов на лук репчатый, выявлены основные тенденции в аккумуляции различных солей тяжелых металлов микроорганизмами активного ила.
Теоретическое значение работы.
Полученные результаты конкретизируют представление о механизмах негативного воздействия солей тяжелых металлов на живые организмы и способах снижения этого действия. Материалы, отраженные в диссертации, могут быть использованы в области прикладной экологии и растениеводства.
Практическая значимость работы.
Материалы диссертации, сформулированные в ней научные положения и выводы могут найти применение при решении проблем рекультивации почв, подвергшихся техногенному загрязнению. Они могут служить для целенаправленного использования избыточного активного ила, скапливающегося на станциях биологической очистки сточных нод.
Реализация результатов исследований.
Результаты проведенных по диссертации исследований используются п учебном процессе в Самарском государственном техническом университете на кафедре химической технологии и промышленной экологии.
Апробация работы.
Основные результаты проведенных исследований доложены на VIII Всероссийском Конгрессе серии «Экология и здоровье челонека» по теме: «Актуальные проблемы экологии человека» (Самара, 2002 г); Областной научной конференции Самарского союза молодых ученых «Молодые ученые - науке и производству» (Самара, 2002 г); Двадцать восьмой научной конференции молодых ученых и специалистов СамГУ (Самара, 2003 г); Межкафедральном коллоквиуме биологического факультета СамГУ (Самара, 2004 г.).
Публикации.
По материалам диссертации опубликовано 7 работ.
Декларация личного участия автора.
Автором в период с 2000 по 2003 год лично проведены все экспериментальные исследования. Подготовка растительных образцов для цитогенетиче-ского анализа, анателофазный анализ препаратов, определение массовой концентрации ионов металлов фотометрическим методом, математическая обработка цифровых данных, написание текста диссертации осуществлены автором самостоятельно.
Основные положения, выносимые на защиту.
1. Нитраты, хлориды и сульфаты двухвалентного марганца, кадмия, никеля и трехвалентного хрома оказывают токсическое и цитотоксическое действие на лук репчатый Allium сера L. С увеличением концентрации возрастает токсичность и цитотоксичность исследуемых солей тяжелых металлов, причем определяют токсичность катионы.
2. Катионы солей тяжелых металлов различаются по токсичности и цитоток-сичности. В низких концентрациях солей тяжелых металлов (от 0,001 мг/мл до 0J мг/мл) токсичность и цитотоксичпость исследуемых катионов убывает в следующем ряду: Cd" Mn"+ Cr+ Ni"+, в высоких концентрациях 1 мг/мл и 10 мг/мл убывающий ряд выглядит таким образом: Mn Cr Nr Cd ". Анионы достоверно не влияют на ростовые процессы, нролиферативную активность и хромосомный аппарат клеток корневой меристемы Allium сера L.
3. Исследуемые соли тяжелых металлов являются мутагенами для Allium сера L., причем на развитие мутагенного ответа достоверно влияют и анионы и катионы. Для нитратов способность индуцировать хромосомные аберрации у бы-вает в следующем ряду: Nr Cd" Cr Mn ; для сульфатов - Ni Cd = Cr1+ = Mn2+; для хлоридов - Сг3ь Ni2 Cd2" Mn2 .
4. Внесение поликультуры активного ила в растворы исследуемых солей тяжелых металлов достоверно снижает их токсичность, цитотоксичность и мутагенность по отношению к луку репчатому; способность активного ила понижать токсичность солей тяжелых металлов проявляется как в водной, так и в почвенной культурах. Модифицирующее действие активного ила на биологическую активность солей тяжелых металлов связано с аккумуляцией активным илом катионов солей тяжелых металлов. Способность активного ила поглощать катионы тяжелых металлов убывает в следующем ряду: Сг3+ Ni2" г Cd2+ Мп2\
Объем и структура диссертации. Диссертация изложена на 149 страницах и состоит из введения, 5 глав, выводов, списка литературы и 12 приложений. Работа иллюстрирована 44 рисунками и содержит 12 таблиц. Библиография включает 222 литературных наименования.
Токсичность и мутагенность тяжелых металлов
На сегодняшний день существует обширная литературная база, описывающая большое количество примеров воздействия тяжелых металлов на животные и растительные организмы. Однако результаты многих работ противоречат друг другу и страдают разобщенностью (Барсукова, 1997). Основная причина разброса экспериментальных результатов заключается в том, что влияние многих факторов внешней среды, оказывающих непосредственное воздействие на исследуемые объекты, не учитывается. Между тем, токсическое воздействие металлов на растение зависит от различных факторов, которые влияют на доступность металлов, их усвоение, воздействие на организм. Таким образом, исследование проблемы токсичности тяжелых металлов по отношению к различным тест-объектам требует комплексного подхода, учитывающего параметры окружающей среды, такие как температура, рН и другие.
По мнению многих авторов, основой токсического действия тяжелых металлов на организм в самом общем случае является взаимодействие ионов металла с биолигандами организма. Например, действие тяжелых металлов на белки сократительных волокон веретена деления нарушает прохождение митоза в клетке (Довгалюк и др., 2001а); воздействие тяжелых металлов на белки клеточного ядра и нуклеиновые кислоты приводит к ингибированию синтеза ДНК и РНК и т.д. (Yang и др., 1999; Трахтснберг и др., 1999). В большей мере это обусловлено тем, что в живом организме тяжелые металлы всегда находятся в виде комплексных соединений: например, кадмий вступает в соединение с карбоксильными и аминными группами белковых молекул; никель и ртуть энергично соединяются с -SH группами белков (Жолпин, 20006; Николаев, 1986; Общая..., 2000; Спицын, 1994). В большинстве хелатобразующих органических агентов электродонорными атомами являются кислород, азот и сера. В функциональных группах агентов атомы кислорода могут находиться в виде епольных, фенольных, карбонильных групп; атомы азота - в виде амино-, пит-розо- или диазогрупп; атомы серы - в виде дисульфидов и сульфгидрильных групп (Основы..., 1996).
Способность тяжелых металлов прочно соединяться с белками позволяет им нарушать работу ферментов и других биологически активных белковых веществ. В работе А.В. Косицина с соавт. (1983) показано, что цинк, кадмий и свинец в концентрациях 10 4 и 10"6 М, а медь в концентрациях 10 9 и 10 6 М ипактивируют большинство ферментов за счет денатурации белков. Кроме того, ингибирование ферментов может происходить в результате замещения тяжелыми металлами биометаллов в их активных местах связывания. Например, ионы ртути и свинца образуют с атомами серы, входящими в состав активных центров многих ферментов, более прочные соединения, чем ионы биометаллов. Возникает конкуренция за лиганд (-SH) между ионами микроэлементов и ионами металлов-токсикантов. Последние, выигрывая конкуренцию, блокируют активные центры ферментов и выключают их из управления метаболизмом (инактивируют) (Пузаков, 1995). 11.М. Краенова (1990) в исследовании влияния тяжелых металлов на ферментативную активность растений ячменя установила, что в присутствии солей никеля активность инвертазы уменьшается в 3 раза, при внесении марганца в 1,4 раза. М. Suvorova с соавторами (19866) показали, что ионы кадмия, меди, цинка и свинца в концентрации 5 /іМ ингибируют рибулоза-1,5- бифосфат карбоксилазу и фосфоенолпируват карбоксилазу ячменя и кукурузы in vitro и in vivo. Т.П. Игошина с соавторами (1990) доказали, что очищенная карбоангидраза из листьев перловника поникающего ингибиру-ется цинком.
По мнению авторов, отрицательными последствиями взаимодействия токсичных металлоионов с биологически активными макромолекулами могут являться следующие процессы (Жолнин, 2000а; Общая..., 2000; Спицын, 1994; Эйхенбергер, 1993; Yang и др., 1999):
- неправильное спаривание оснований нуклеотидов и ошибки в белковых синтезах;
- сшивание с образованием биологических агрегатов, вредных для организма;
- модификация конформации биологически важных макромолекул (деполимеризацией важных макромолекул); - связывание части макромолекулы, необходимой для нормальной жизнедеятельности организма;
- вытеснение токсическим металлом необходимых металлов из их активных мест связывания (ионы лития способны вытеснять ионы натрия, ионы бария и стронция могут замещать кальций (Николаев, 1986), а железо вызывает дефицит меди (Жданова и др., 2002)).
Однако необходимо отметить, что токсическое взаимодействие металла и организма во многом определяется влиянием различных факторов окружающей среды. Различают следующие 3 группы: физические, химические и биологические факторы.
К важнейшим физическим факторам, оказывающим влияние на токсичность металлов, растворенных в воде, следует отнести температурный режим, содержание кислорода и освещенность. По данным Э.П. Щербань (1993), повышение температуры до +25 С.. .+30 С резко повышает токсичность тяжелых металлов, понижение температуры до +4 С, наоборот, резко понижает ее. Такое влияние исследователь связывает с изменением скорости обмена веществ у организмов и скорости аккумуляции ионов тяжелых металлов. R.M. Leung с соавторами (2000) отмечают, что при действии нескольких токсикантов на водоросли планктона ответ был неоднозначным при сравнении влияния температуры. Д.И. Стом и др. (2000) в экспериментах с планктоном установили, что влияние освещенности носит косвенный характер и связано с интенсивностью развития и жизнедеятельностью планктона.
Методы исследования токсичного и цитотоксичного воздействия солей тяжелых металлов па лук репчатый
По внешнему виду активный ил напоминает мелкие хлопья гидрата оксида железа или алюминия желтовато-коричневатого и темно-коричневого цвета (Чурбанова, 1987). Обладает землистым запахом. Хлопья ила состоят из большого числа многослойно расположенных бактериальных клеток, заключенных в слизь (зооглей). В диапазоне рН 4-9 хлопья активного ила несут отрицательный заряд. Активный ил имеет очень развитую поверхность, состав-ляющую около 100 м" на 1 г сухого вещества, что обуславливает большую адсорбционную способность. Концентрация активного ила колеблется от 8 до 12 г/л (Форстер и др., 1990). Размер хлопьев варьируется от 2-3 мм до 20-30 мм (Очистка..., 1973). На величину хлопьев большое влияние оказывает присутствие в нем нитчатых микроорганизмов: чем больше нитчатых, тем больше размер. Механизм образования хлопьев активного ила (биофлокуляцию) объясняют накоплением на поверхности клеток внеклеточных полимеров, способных вести себя как электролиты. В результате взаимодействия высокомолекулярных полимеров между отдельными бактериальными клетками возникают связующие мостики и образуется сложная структура хлопьев активного ила с вкрапленными в них бактериями (Гвоздев и др., 1988). Межклеточное пространство заполняют вещества, выделяемые микроорганизмами, все они представляют собой фибриллярный полимер (слизь), которая препятствует слипанию клеток (Голубовская, 1978). На поверхности хлопьев адсорбируются коллоидные и взвешенные частицы. Таким образом, активный ил представляет собой совокупность микроорганизмов, продуктов их жизнедеятельности и инертных частиц.
В проводимых экспериментах использовался активный ил биологических очистных сооружений ОАО «Куйбышевский НПЗ», отобранный из распределительной камеры в день проведения опыта. Ил состоял из крупных хлопьев бурого цвета, концентрация активного ила составляла 5,5 ± 0,5 г/дм и (РД 118.02.7, 1988). Величина рН активного ила равна 7,5 - 7,8 (ПНД Ф 14.1.:2:3:4.121, 1997). Элементный состав активного ила имеет следующий вид: С » 50%, О 30%, N « 12%, Н а 6%, зольность активного ила « 20%. Ионы тяжелых металлов в активном иле содержались в следовых количествах.
Видовой состав ила был определен в лаборатории биологических очистных сооружений КНПЗ стандартным методом (Методические..., 1983; Никитина и др., 1976). Бактериальный состав ила характеризовался несколькими группами. Присутствовали мелкие и крупные представители родов Zooglea (/.. ramigera, Z. filipendula), Pseudomonas (Ps. aeruginosa, Ps. putida, Ps. stutzeri, Ps. memdocina), Bacillus (Вас. subtilis, Вас. mesentericus, Вас. pumilus, Вас. cereus), Escherichia (E. coli), Micrococcus (M. lutcus) и Bacterium. Отмечено незначительное количество нитчатых бактерий родов Sphacrotilus (Sp. natans) и Lepiothrix (L. discophora), кроме того обнаружены отдельные особи серобактерий родов Bcggiatoa и Thiothrix. Из простейших присутствовали в небольшом количестве раковинные амебы рода Areella, инфузории рода Chilodon, кругло-ресничные инфузории родов Epitylis, Opercularia. Многоклеточные организмы были представлены коловратками родов Philodina (Ph. roseola) и Rotaria, была обнаружена единичная особь круглого червя Nematode.
Использование поликультуры микроорганизмов активного ила в качестве тест-системы обладает рядом преимуществ: а) состав поликультуры стабилен во времени, т.е. не происходит, при наличии питания, выпадения отдельных его составляющих; б) микробная биомасса включает в свой состав как аэробных, так и факультативно-аэробных микроорганизмов - деструкторов; в) поликультура активного ила обладает высокой жизнестойкостью (микробные клетки могут подвергаться воздействию неблагоприятных факторов окружающей среды, к которым относятся колебания температуры, изменение рН среды, нехватка питательных веществ и др.). Доступность оптимальных условий выращивания и высокая скорость роста микробиологической поликульту актишюго ила делает ее перспективной для исследовательских целей (Бурлака и др., 2003; Киреева, 1996; Пономарев и др., 1985; Чертес и др., 1999).
Способность солей тяжелых металлов влиять на пролиферативную активность клеток корня лука репчатого
Поскольку рост корня в длину зависит от интенсивности деления клеток (Fiskesjo, 1995), то анализ этих процессов при воздействии токсичных агентов позволяет понять причины угнетения корневого роста (Бессонова, 1991). Влияние тяжелых металлов на митотическую активность клеток апикальной меристемы корня изучено недостаточно (Довгалюк и др., 2001а), поэтому в данной работе был проведен цитологический анализ корневых меристем лука, обработанных тестируемыми солями тяжелых металлов для установления возможных патологических изменений в делящихся клетках.
Двухфакторный дисперсионный анализ показал, что анионы не влияют на величину митотического индекса, однако достоверно влияют катионы и концентрации растворов исследуемых солей (Р 0,01) (прилож. 5).
Способность солей тяжелых металлов влиять на пролиферативную активность оценивали по их влиянию на величину митотического индекса. Результаты исследований суммированы на рис. 3.2.1.
В ходе анализа было выявлено, что с ростом концентрации митотическое деление ингибируется, то есть растет цитотоксичность исследуемых соединений. Установлено, что ряд цитотоксичности солей тяжелых металлов имеет вид: Cd + Mn2 Cr3+ Ni"+ (для концентраций 0,001; 0,01 и 0,1 мг/мл) и Mn2+ Cr3t Ni2+ Cd2+ (для концентраций 1 и 10 мг/мл).
Анализ цитотоксичности и общей токсичности солей тяжелых металлов показал, что ряды, составленные по результатам исследований, совпадают между собой лишь в концентрациях 0,001; 0,01 и 0,1 мг/мл. В то время как в концентрациях 1 и 10 мг/мл катионы кадмия, проявляющие максимальную токсичность для Allium сера L., ингибируют клеточное деление в наименьшей степени, а катионы марганца и хрома, гораздо слабее ингибирующие рост корешков лука, проявляют высокую цитотоксичность. Некоторые авторы объясняют этот факт тем, что наблюдаемый рост корешков, экспонированных с солями тяжелых металлов, очевидно, является следствием растяжения клеток зоны элонгации, которые, по всей видимости, менее чувствительны к действию ионов тяжелых металлов, нежели клетки меристемы (Довгалюк и др., 2001 б).
Проведенный эксперимент показал способность солей никеля в минимальных концентрациях (0,001 - 0,1 мг/мл) повышать митотическую активность в клетках лука по сравнению с контролем. По мнению одних авторов, тяжелые металлы (но не все) в зависимости от концентрации и дозы вещества способны оказывать стимуляцию и терапевтические эффекты на организм (Жолнин, 2000а). По мнению других, причиной этого феномена может быть не интенсификация клеточного деления, а постепенное замедление прохождения митоза по сравнению с контролем (Довгалюк и др., 2001а). Для выяснения этих предположений была рассчитана относительная продолжительность фаз митоза в делящихся клетках и проведено их сравнение с контролем. В ходе дисперсионного анализа влияния анионов солей тяжелых металлов было определено, что исследуемые анионы не влияют на продолжительность фаз митоза, в то время как влияние катионов достоверно (Р 0,1).
По результатам цитологического исследования можно сказать, что на стадии профазы небольшую задержку деления клеток вызывает воздействие солей хрома в концентрациях 0,001 мг/мл, 0,1 мг/мл и 5 мг/мл, относительная продолжительность профазы в опыте на 3-5 % больше контрольной (рис.3.2.2). стадии метафазы клеточное деление блокируется воздействием:
- солей никеля в концентрациях 0,1 мг/мл, 1 мг/мл и 5 мг/мл;
- солей кадмия в концентрациях 0,001 мг/мл , 0,01 мг/мл и 0,1 мг/мл;
- солей марганца в концентрациях от 0,1 мг/мл до 10 мг/мл. Относительная продолжительность метафазы в опыте с вышеназванными солями возрастает на 5-9 % по сравнению с контролем (рис.3.2.3).
На стадии анафазы деление клетки задерживает воздействие:
- солей никеля в концентрациях 0,01 мг/мл и 10 мг/мл (длительность анафазы в опытных образцах на 3-6 % больше, чем в контрольных);
- солей кадмия в концентрациях 0,001 мг/мл, 5 мг/мл и 10 мг/мл (длительность анафазы увеличивается в 2 раза по сравнению с контролем в концентрации 0,001 мг/мл) (рис.3.2.4).
В стадию телофазы вступают только те клетки, которым удалось миновать блоки на стадии метафазы и анафазы, в связи с этим наблюдается уменьшение числа клеток, находящихся в стадии телофазы. По сравнению с контрольным опытом, в котором средняя продолжительность телофазы митоза составила 8 %, в клетках А. сера, обработанных солями тяжелых металлов, продолжительность телофазы уменьшилась до 6-3 % (рис.3.2.5).
Способность ионов тяжелых металлов задерживать клеточное деление в первую очередь указывает на то, что тестируемые соединения могут специфично поражать микротрубочки и акти новые филаменты клеток. Данные исследования совпадают с результатами исследований других авторов на клетках табака и лука (Довгалюк и др., 2001а, 20016; Schwarzerova и др., 2002). Ю. П. Мель-ничук (1990) в экспериментах на семенах Crepis cappillaris было показано, что ионы кадмия вызывают полное прекращение митоти чес кого деления в клетках корневой меристемы вследствие связывания сульфгидрильных групп в сократительных белках веретена и ферментах, ответственных за прохождение клеточного деления. Кроме того, формирование митотических блоков на стадиях метафазы и анафазы свидетельствует об их повреждающем воздействии на хромосомный аппарат клетки. Для оценки генотоксической активности тестируемых соединений был проведен анализ хромосомных аберраций в клетках лука репчатого Allium сера L.
