Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Проблемы и подходы к экологической оценке природной среды 8
1.1. Целостность и устойчивость экосистем 8
1.2. Вопросы ингибирования в биологической кинетике 10
1.3. Основные группы веществ-загрязнителей и их воздействие
на организмы и экосистемы 15
1.4. Методы контроля природной среды и прогнозирование
состояния экосистем 22
ГЛАВА 2. Методологические основы количественной оценки комбинированного воздействия токсискантов 27
2.1 Теоретические предпосылки использования принципов биокинетики для оценки воздействия токсикантов на популяции макроорганизмов 27
2.2. Задачи, объекты и методы исследований 30
ГЛАВА 3. Исследование кинетики многокомпонентного ингибирования на примере популяций макроорганизмов 36
3.1. Использование принципов биокинетики для оценки биологических последствий антропогенных загрязнений 36
3.2. Кинетические закономерности воздействия нескольких токсикантов на популяции дафний 38
3.2.1. Раздельное и комбинированное действие двух факторов на дафний 39
3.2.2. Раздельное и комбинированное действие трех факторов на дафний 48
3.2.3. Раздельное и комбинированное воздействие пяти токсикантов на дафний 58
3.3. Кинетические закономерности воздействия нескольких токсикантов на проростки редиса 72
3.3.1. Комбинированное действие трех токсикантов напроростки редиса 72
3.3.2. Комбинированное действие четырех токсикантов на проростки редиса 82
ГЛАВА 4. Прогнозирование численности популяций на основе кинетической модели многокомпонентного ингибирования 94
4.1. Расчет численности дафний при воздействии нескольких токсикантов 94
4.2. Расчет численности проростков редиса при воздействии нескольких загрязнителей 99 Заключение 104
Выводы 108
Литература 109
- Целостность и устойчивость экосистем
- Теоретические предпосылки использования принципов биокинетики для оценки воздействия токсикантов на популяции макроорганизмов
- Использование принципов биокинетики для оценки биологических последствий антропогенных загрязнений
- Расчет численности дафний при воздействии нескольких токсикантов
Введение к работе
В настоящее время известно около 10 миллионов химических соединений и ежегодно создается порядка 25 тысяч новых. В силу этого экосистемы, как правило, подвержены многофакторному воздействию поллютантов. Среди наиболее опасных загрязнителей выделяются тяжелые металлы, нефтепродукты, пестициды.
Вопрос об эффектах совместного воздействия нескольких токсикантов является недостаточно изученным. В связи с этим актуальна разработка методов оценки состояния экосистем при комбинированном воздействии загрязнителей.
Цели и задачи исследования.
Цель работы - изучение кинетики раздельного и совместного действия токсикантов на популяции растений и животных для разработки способа количественной оценки состояния популяций и экосистем при многокомпонентных загрязнениях.
Основные задачи исследования:
Экспериментальное изучение количественной связи между концентрациями токсикантов (условно принимаемых в качестве ингибиторов ферментов) и мерой угнетения популяций макроорганизмов. Определение кинетических констант (коэффициентов и скоростей ингибирования) для различных загрязнителей, наиболее типичных для Прикаспийского региона (нефти, тяжелых металлов, пестицидов и др.).
Исследование динамики комплексного (совместного) воздействия токсикантов на лабораторные популяции растений и животных.
Сравнительный анализ кинетических показателей комбинированного воздействия токсикантов, полученных в эксперименте, с рассчитанными теоретически (на основе кинетических коэффициентов, определенных для каждого индивидуального токсиканта).
Анализ возможности применения предлагаемой модели многокомпонентного ингибирования для прогнозирования численности в лабораторных популяциях.
Обоснование взаимосвязи компонентов в системе: «загрязнитель -организм - популяция - экосистема», на основе принципа «узкого места» при оценке результатов воздействия загрязнителей на экосистемы.
Научная новизна. В работе показана необходимость разработки количественных методов оценки многокомпонентного воздействия загрязнителей на природные системы. Впервые проведена оценка применимости классических законов ферментативной кинетики и закономерностей поведения популяций микроорганизмов к функционированию популяций макроорганизмов, а на основе принципа «узкого места» - и экосистем.
Адаптирована методика применения законов биокинетики к описанию динамики поведения популяций животных и растений в условиях ингибирования.
Экспериментально исследована кинетика воздействия загрязнителей (нефти, тяжелых металлов, пестицидов и др.) на популяции растительных и
животных организмов. При этом акцентировано внимание на специфике многофакторного влияния токсикантов на динамку популяций.
Впервые предложен способ количественной оценки эффекта
комбинированного воздействия загрязнителей на популяции организмов с
использованием экспериментально определенных кинетических
коэффициентов, что является одним из подходов к прогнозированию численности популяций во времени при многокомпонентном загрязнении. Основные положения, выдвигаемые на защиту.
Обоснование возможности применения моделей ингибирования, используемых в ферментативной кинетике и популяционной микробиологии, для оценки динамических параметров в популяциях макроорганизмов.
Разработка способа количественной оценки совместного влияния нескольких загрязнителей на основании скоростей и коэффициентов ингибирования, определенных экспериментально для каждого из них.
Прогнозирование численности лабораторных популяций в условиях многокомпонентного ингибирования.
Оценка результатов многокомпонентного воздействия токсикантов-ингибиторов на популяции и экосистемы на основе взаимосвязи компонентов в системе: «загрязнитель - организм — популяция — экосистема» согласно принципу «узкого места».
Теоретическая и практическая значимость работы. Сравнительный анализ кинетических зависимостей комплексного влияния токсикантов-загрязнителей на популяции макроорганизмов показал возможность использования методов биокинетики для оценки их состояния, что может быть использовано при моделировании реакции экосистем.
Материалы работы значимы для гидробиологической,
рыбохозяйственной, санитарно-гигиенической оценки и стратегии прогнозирования качества природной среды (состояния экосистем). Только базируясь на количественных характеристиках, такая стратегия может служить основой рационального природопользования.
Результаты исследования особенно актуальны для Каспийского региона, обладающего уникальными природными особенностями, своеобразной фауной и флорой (в том числе эндемичной), мировыми запасами осетровых рыб, так как активная разведка и эксплуатация месторождений углеводородов и возрастающая антропогенная нагрузка приводит к его многокомпонентному загрязнению в угрожающих масштабах.
Апробация работы. Материалы и основные результаты работы были доложены на II Международной научно-практической конференции (Пенза-Нейбранденбург, 2004), Всероссийской научно-практической конференции «Водохозяйственный комплекс России» (Пенза, 2004), Всероссийской научной конференции «Современные аспекты экологии и экологического образования» (Казань, 2005), Международной научной конференции «Проблемы биологии, экологии и образования» (Санкт-Петербург, 2006), VI съезде общества физиологов растений России (Сыктывкар, 2007), Всероссийской конференции «Эколого-биологические проблемы вод и биоресурсов» (Ульяновск, 2007), Всероссийском популяционном семинаре «Современное состояние и пути развития популяционной биологии» (Ижевск, 2008), Международной конференции «Физико-химические основы структурно-функциональной организации растений» (Екатеринбург, 2008).
Публикации. По материалам диссертации опубликовано 14 научных работ.
Объем и структура работы. Диссертация изложена на 130 стр. машинописного текста, состоит из введения, обзора литературы, описания методов исследования, результатов собственных исследований, заключения, выводов, списка цитируемой литературы, содержащего 215 источников (из них 55 зарубежных), содержит 45 таблиц и 35 рисунков.
Целостность и устойчивость экосистем
Экосистема - это любое сообщество живых существ и среды обитания, как единое функционально целое, возникающее на основе взаимозависимости и причинно-следственных связей, существующих между отдельными его компонентами (Реймерс, 1990). Любой биогеоценоз представляет совокупность различных взаимодействующих видов, образующих единое целое (Водопьянов, 1980). Высшие организмы находятся в сложных взаимоотношениях с низшими, являются концентраторами продуктов синтеза последних. Благодаря наличию в едином биогеоценозе различных видов полнее осваиваются жизненные ресурсы, появляются многообразные связи, цементирующие систему в единое целое, и повышается стабильность экологических систем и всей биосферы.
В этом смысле все экосистемы представляют продукт совместного исторического развития видов, различающихся по систематическому положению и характеризующихся приспособленностью друг к другу (Яблоков, Юсуфов, 2004). Сложная структура экосистемы - одна из предпосылок ее устойчивости, что зависит не от числа видов, а от их экологических особенностей. В этом проявляется не только устойчивость, но и целостность экосистемы.
Целостность обеспечивается в процессе взаимодействия видов между собой на фоне определенного комплекса физических факторов. Компоненты всякой экосистемы более самостоятельны и подвижны, могут дублировать друг друга в пределах одного трофического уровня, что способствует замещению одних компонентов другими. В глобальном масштабе все экосистемы также являются реальной средой для межвидовых отношений. К примеру, для прогноза состояния любого водоема необходимо знать функционирование каждого из его компонентов (Соломатина, 1997), что практически трудно осуществимо. В этой связи возникает задача выбора своеобразных "экологических мишеней", то есть видов, популяций и, возможно более крупных группировок, наиболее уязвимых к действию тех или иных ингредиентов загрязнения (Патин, 1982). Наименьшей токсикорезистентностью характеризуются мелкие виды и формы гидробионтов, средние размеры которых составляют около 1 мм и менее. В эту группу входят массовые виды фитопланктона, микропланктонных фильтраторов, а так же эмбриональные и постэмбриональные стадии развития представителей нектона и бентоса. Именно эти компоненты биогеоценозов, обладающие высокой аккумулирующей способностью по отношению к микропримесям среды, отличаются повышенной чувствительностью к действию токсических факторов. Есть основания отнести подобные виды и формы гидробионтов к экологическим мишеням токсических факторов в море. Анализ жизнеспособности критических или ключевых видов может стать самым первым и верным шагом на подступах к проблеме жизнеспособности целых экологических систем (Сулей, 1989).
Вопрос о закономерностях саморегуляции в системах живых существ имеет важное практическое и теоретическое значение. Для целей экологического прогнозирования недостаточно экспериментально определить «чувствительность» и «устойчивость» на организменном уровне. Нужно определять общую устойчивость популяции, ее способность реагировать на антропогенные факторы без нарушения своего гомеостаза. Взаимоотношения видов в конкретных сообществах осуществляются на популяционном уровне, только на этом уровне возникают и функционируют специфические механизмы ее целостности и динамической стабильности в условиях постоянно изменяющихся воздействий среды (Кожова и др., 1982, 1985; Peakall, Tuker, 1985; Бейм, Ербаева, 1988). Виды (популяции) поддерживают собственную среду жизни, то же происходит в рамках биоценозов и других биотических образований, включая уровень живого вещества планеты. Если механизмы самоподдержания на популяционном уровне относительно независимы от деятельности человека, то, деформируя биоценозы, человек сильно видоизменяет и гомеостаз ценозов (Реймерс, 1994). 1.2. Вопросы ингибирования в биологической кинетике Известно, что биологические системы обладают свойствами саморегуляции, т.е. способностью функционально перестраиваться в зависимости от воздействий. В основе механизмов саморегуляции лежит последовательность конкретных метаболических процессов. Понять динамические свойства регуляторных механизмов помогают кинетические модели. Основные исходные предпосылки при описании кинетики в биологических системах в общем такие же, как и в химической кинетике (Рубин, 1998). В основе всех кинетических исследований ферментативных реакций лежит уравнение Михаэлиса-Ментен, позволяющее количественно характеризовать ферменты, а также анализировать их ингибирование: V0 = Vmax S/(Km + S) (1) где: Vo-начальная скорость при концентрации субстрата (S); Vmax- максимальная скорость; Km - константа Михаэлиса-Ментен для данного фермента, соответствующая определенному субстрату. Km можно определить как концентрацию специфического субстрата, при которой данный фермент обеспечивает скорость реакции, равную половине ее максимальной скорости (рис. 1). Km (S) Рис. 1. График зависимости скорости от концентрации субстрата для реакций, подчиняющихся уравнению Михаэлиса-Ментен. Уравнение Миахаэлиса-Ментен можно преобразовывать алгебраическим способом и выразить в виде эквивалентных уравнений, которые полезны для практического определения величин Km и Vmax, и удобны для анализа экспериментальных данных. Одно часто применяемое преобразование состоит в том, что оба части уравнения Михаэлиса-Ментен (1) выражают в виде обратных величин: 1/V0 = (Km + S)/ (Vmax (S)) (2) Разделив числитель в правой части уравнения на его составляющие, получаем: 1/Vo = Km/(Vmax (S)) + (S)/(Vmax (S)) (3) Упрощение этого уравнения дает: 1 /V0 = Km/Vmax 1/(S) + 1/Vmax (4) Уравнение (4), представляющее собой преобразованное уравнение Михаэлиса-Ментен, называется уравнением Лайнуивера-Бэрка (Lineweaver Н., Burk D., 1934). Для ферментов, строго подчиняющихся кинетике Михаэлиса-Ментен, зависимость 1/V0 от 1/(S) выражается прямой линией (рис. 2). 1/Km наклон = Km/Vmax 1/(S) Рис.2. Графическое представление уравнения Лайнуивера - Бэрка. Тангенс угла наклона этой линии численно равен величине Km/Vmax, отрезок отсекаемый на оси ординат, - величине 1/Vmax, а отрезок, отсекаемый на оси абсцисс, - 1/Km. График, построенный в двойных обратных координатах (график Лайнуивера-Бэрка) имеет то преимущество, что позволяет более точно определить величины Vmax и Km по линейной аппроксимации зависимости 1/Vo от 1/S, тогда как зависимость Vo от S может быть аппроксимирована лишь гиперболической кривой. Существуют и другие способы преобразования уравнения Михаэлиса-Ментен. Каждый из них имеет свои преимущества при исследовании кинетики ферментных реакций. Э. Корниш-Боуден (1979) приводит следующие способы преобразования уравнения Михаэлиса-Ментен: 1. Способ Лэнгмюра (график зависимости S/V от S), преобразованное уравнение имеет вид: S/V = Km/Vmax + S/Vmax. 2. Способ Эди-Хофсти (график зависимости V от V/S), уравнение выглядит следующим образом: V = Vmax - Km V/S. Несмотря на преимущества всех трех линейных графиков, одним из их недостатков является возможность статистического разброса точек. Для микроорганизмов впервые количественную связь между концентрацией субстрата S и скоростью роста V , выразил Ж.Моно еще в 1942г. Для развития кинетической микробиологии это сыграло решающую роль, т.к. дало возможность оценивать условия среды и свойства штаммов по кинетическим константам (Печуркин, 1978; Животовский, 1991). Интересным и плодотворным является изучение механизмов, определяющих характер зависимости скорости роста популяции от концентрации лимитирующего субстрата. К настоящему времени предложено несколько возможных механизмов, объясняющих характер кривой V=f(S) с насыщением: 1. Механизмы, основанные на общей кинетике химических реакций (Dean, Hinshelwood, 1966; Hinshelwood , 1966);
Теоретические предпосылки использования принципов биокинетики для оценки воздействия токсикантов на популяции макроорганизмов
Методы, используемые при описании ферментативной кинетики, позволяют количественно оценить совокупное влияние нескольких ингибиторов на суммарную скорость ферментативной реакции (Корниш-Боуден, 1979). Успешное использование принципа «узкого места» для описания поведения популяций микроорганизмов с помощью кинетических зависимостей (Печуркин, 1978) позволяет предположить возможность применения этого метода и для прогнозирования отклика популяций макроорганизмов на комбинированное воздействие токсикантов, выступающих в этом случае в качестве ингибиторов.
Мы предлагаем применить вышеуказанные принципы биокинетики к исследованию особенностей поведения популяций макроорганизмов при воздействии нескольких токсикантов-загрязнителей антропогенного происхождения. Так как в нашем случае мы имеем дело с кинетикой ингибирования, используем следующее модифицированное уравнение для нескольких ингибиторов: 28 Если в опытах субстрат присутствует постоянно, т.е. S/(Ks+S) = 1, формула (9) приобретает следующий вид: v= Vmaxx КР] х... х Кр„ у » (Кр1+Р,)х...х(Крп+Рп) (щ Это уравнение в дальнейшем используется в данной работе для расчета совместного влияния нескольких токсикантов. Для определения максимальных скоростей и констант ингибирования каждого из токсикантов в отдельности, использовалась методика острых опытов. При этом учитывалось следующее. В контроле скорость роста V является нулевой (число объектов не изменяется на всем протяжении опыта) и концентрации токсикантов (Pi,..., Рп) равны нулю. Подставив эти значения в уравнение (10), получили: V = Vmax-V = 0, т.е. V =Vmax, (11) это означает, что скорость поддержания равна Vmax. Для вычисления констант и скоростей ингибирования отдельных токсикантов провели следующие преобразования: 29 Обозначив 1/V через Y, 1/Рп через X, 1/Vmax - через a, Kpn -через b и подставив их в уравнение (15), получаем: Y = -a (bX+l), Y=-abX - а. (16) Заметим, что: при X = О, Y = -а, npnY = 0, abX = -a, (17) откуда Х= -a/ab = -1/Ь. (18) Вернувшись к первоначальным обозначениям в уравнениях (17) и (18), получим: 1/V=-1/Vmax, при 1/Рп= 0; (19) 1/Рп=-1/Крп, при 1/V = 0. (20) На основании уравнения (15) строится график зависимости 1/V от 1/Р, который выражается прямой линией и позволяет определить значения скоростей (Vmax) и коэффициентов ингибирования (Кр) для токсикантов (отрезок, отсекаемый на оси ординат, равен величине -1/Vmax, а отрезок, отсекаемый на оси абсцисс, равен величине -1/Крп).
Полученные таким образом кинетические константы для отдельных ингибиторов используются для вычисления скоростей гибели объектов в смесях этих токсикантов по формуле (10) с учетом того, что скорость поддержания равна Vmax.
Предложенная схема позволяет рассчитать коэффициенты ингибирования токсикантов и скорости гибели в популяциях при многокомпонентном загрязнении. Полученные таким образом кинетические характеристики могут служить основой для прогнозирования численности популяций и поведения экосистемы, включающей исследуемые популяции.
Объектами исследований служили классические тест-организмы - дафнии (Daphnia magna Straus) и редис (Raphanus sativus L.), наиболее часто используемые как биотесты при оценке и контроле качества воды и почвы.
Так, при биотестировании воды в качестве тест-объекта часто используется ветвистоусый рачок Daphnia magna Straus.(Cladocera, Crustacea). Дафнии чувствительны к загрязнению среды в лабораторных условиях, размножаются в течение круглого года, имеют короткий жизненный цикл, что позволяет исследовать несколько поколений зоопланктонных организмов. Кормом для дафний служили зеленые водоросли (хлорелла) и хлебопекарные дрожжи (Филенко, 1988; Никаноров, Хоружая, 2000; Методика ФР. 1.39.2001.00283; Мелехова, Егорова, 2007).
На дафниях ставились острые (короткие) опыты длительностью 120 часов. В качестве токсикантов использовались: нефть, медь (медный купорос -CuS04 5Н20), хром (бихромат калия - К2Сг207), пестициды - «регент» (фипронил) и «БИ-58» (диметоат). Выбор загрязнителей объясняется тем, что перечисленные загрязнители имеют наибольшие превышения над ПДК в прибрежной зоне Каспийского моря и, таким образом, их исследование наиболее актуально для экосистемы Каспия и Дагестана (Давыдова, 1990; Лукьяненко, 1992; Кукса, 1994; Гигиенические нормативы ГН 1. 1. 546 - 96; Костров, 1997; Зонн, 1999; Гаджиев, Шихшабеков, 2003). Использовалась нефть Берикейского месторождения с преобладанием тяжелых фракций. Эмульсию нефтепродуктов получали перемешиванием в течение 60 мин. на магнитной мешалке.
Использование принципов биокинетики для оценки биологических последствий антропогенных загрязнений
В связи с увеличением роли антропогенных факторов в загрязнении среды важное значение приобретает изучение комплексного воздействия токсических факторов на организмы и экосистемы. Это требует применения адекватной методологии для выяснения возможных пределов устойчивости организмов, надорганизменных систем и среды обитания. При этом не вызывает сомнений актуальность выработки количественных критериев и методов оценки состояния экосистем.
Санитарно-гигиеническое нормирование охватывает все среды, различные пути поступления вредных веществ в организм, но редко отражает комбинированное действие (одновременное или последовательное воздействие нескольких веществ при одном и том же пути поступления) и не учитывает эффектов комплексного действия (поступления вредных веществ в организм различными путями и с различными средами) и сочетанного воздействия всего многообразия физических, химических и биологических факторов окружающей среды (Гусева, 2007).
Количество критериев оценки окружающей среды, существующих в настоящее время, ограничено. Наиболее широко используются понятия ПДК, индексы загрязненности воды (ИЗВ), атмосферы (ИЗА), учитывающие совокупную загрязненность среды химическими веществами-загрязнителями. Эти оценки проводятся с помощью формализованного расчета. Так, индекс опасности смеси определяется по формуле: K = Kx+K2+... + Kn где: Kj, К2 , ... Кп - индексы опасности компонентов. При этом: Кп = Сп/ПДКп, где: Сп— содержание компонента в смеси, ПДКП - ПДК этого компонента. К недостаткам таких оценок следует отнести слабое биологическое обоснование используемых критериев. В частности, ПДК никак не определяет степень биологического воздействия веществ, не имеет количественного биологического эквивалента воздействия на экосистему. Аналогично и ИЗВ и ИЗА, базирующиеся на ПДК, хотя и дают формализованную оценку суммарной загрязненности среды, не имеют определенного биологического смысла, а следовательно, не могут использоваться для прогнозирования состояния популяций и экосистем как объектов воздействия.
Количественный анализ поведения экосистем в природе труден. Прежде всего, естественные экосистемы огромны по размерам, не имеют четко выраженных границ, в них велика роль случайных факторов, не подвергающихся строгому учету. Необходимые для научного исследования повторяемость и воспроизводимость результатов здесь практически не имеют места, что является серьезным тормозом для накопления экологического знания. Поэтому экологами обычно изучаются малые системы, лабораторные и полевые, позволяющие воспроизводить основные черты поведения природных систем, не потеряв количественного подхода.
Сказанное выше о необходимости акцента на изучении комбинированного действия токсических факторов на природные сообщества не исключает (скорее даже предполагает) необходимость анализа изменений популяций в изолированной культуре. В этом случае мы получаем возможность выявлять не только их специфические особенности реагирования на токсический фактор, но и сопоставлять токсичность разных веществ, для обоснования методических схем биомониторинга и допустимых пределов загрязнения.
Как отмечалось в главе 1, к надорганизменным системам применим принцип «узкого места» или лимитирующего звена. При этом совокупная скорость и эффективность функционирования всей системы определяются наиболее "медленным" компонентом (для случая с экосистемой - популяцией, организмом, органом, ферментной реакцией). Особенности кинетики на различных уровнях (от ферментных реакций до популяций микроорганизмов) описываются однотипными соотношениями, аналогичными формуле Моно.
В этой главе продемонстрировано, что многокомпонентное ингибирование в популяциях макроорганизмов подчиняется тем же законам, которые установлены для ферментативной кинетики и в свое время были успешно применены для описания микробных популяций. Модель, построенная на основании этих законов для лабораторных популяций макроорганизмов, показывает адекватное соответствие экспериментальным данным.
Такой подход позволяет установить количественную связь между концентрациями загрязнителей и мерой угнетения популяций растений и животных. Это является шагом в направлении выработки количественных критериев оценки состояния природных систем.
Исходя из того, что наиболее практичный способ постижения жизнеспособности системы нередко состоит в отождествлении ее с жизнеспособностью входящих в ее состав «критических» или «ключевых» видов (Сулей, 1989), предлагаем использовать вышеописанную методологию для оценки состояния популяций и жизнеспособности экосистем в условиях многокомпонентного ингибирования. 3.2. Кинетические закономерности воздействия нескольких токсикантов на популяции дафний
Приводя результаты исследования кинетики многокомпонентного ингибирования, подтверждающих применимость предлагаемой методологии, введем следующие обозначения и разъяснения.
Количество дафний имеет нецелочисленные значения, т.к. приводятся средние для нескольких вариантов. Скорость гибели дафний (V): - имеет отрицательный знак как показатель, противоположный росту; - имеет размерность 1/час, т.е. показывает интенсивность отмирания особей за единицу времени.
3.2.1. Раздельное и комбинированное действие двух факторов на дафний
Для экспериментов по совместному влиянию нескольких загрязнителей на ветвистоусых рачков Daphnia magna были выбраны два токсиканта-ингибитора: нефть и медный купорос, - как одни из наиболее распространенных в пределах Дагестана загрязнителей. Для анализа динамики гибели рачков в растворах токсикантов в вариантах каждой концентрации подсчитывали среднее количество выживших особей через каждые 24 часа (табл. 1, А). Затем по формулам 21 и 22 рассчитывали скорость (Б) и удельную скорость (В) их гибели. Удельную скорость приводили к среднему значению (Г). В таблицах приняты следующие обозначения: А- Среднее количество выживших дафний; Б- Скорость гибели D. magna, У,1/ч; В- Удельная скорость гибели дафний, Ууд., 1/ч; Г- Средняя удельная скорость гибели, Уср.уд., 1/ч. Результаты показывают, что выживаемость в контроле во всех экспериментах на протяжении всего опыта не менялась и составляла 100%.
Расчет численности дафний при воздействии нескольких токсикантов
Предложенную в работе кинетическую модель многокомпонентного ингибирования можно использовать для прогнозирования численности популяции при воздействии суммы ингибиторов, концентрации каждого из которых известны. Так как = v/«".« + nt):2) V = (Й+І - nt)/At TO Vyd. = 2V/(nl+i+nl)t откуда «l+l+n,=2V/Vyd.9 a nl+x=2VlVyd.-ni Подставляя V и проведя необходимые преобразования, получаем: Л+1 =-nt (At х Vyd. + 2) [ (At x Vyd. - 2) 3) Это уравнение позволяет рассчитать численность популяции (п;+і) на любой момент времени, зная Ууд (Ууд. вычисляется на основании констант ингибирования, полученных экспериментально для исследуемых токсикантов). 4.1. Расчет численности дафний при воздействии групп из нескольких токсикантов На основании полученных для популяций дафний кинетических моделей многокомпонентного ингибирования предпринята попытка прогнозирования динамики численности популяции во времени при воздействии нескольких загрязнителей. Это позволило еще раз подтвердить работоспособность модели и имеет несомненное практическое значение.
Степень соответствия эмпирически наблюдаемых и теоретически ожидаемых данных оценивалась при помощи критерия различия % (Шмидт,
Показано, что кривые снижения численности дафний расположены параллельно (рис.31) и отклонения между экспериментальными и расчетными показателями численности лежат в статистически допустимых пределах. Значения X2 для каждой из точек ряда меньше критического табличного (%2 3.84) (табл. 41).
Для трехкомпонентного ингибирования (нефть - 8.3 г/л; медь - 0.04 г/л; хром - 0.30 г/л) теоретически рассчитанная скорость составила:
V = 0.094 х (11.76/(8.3 +11.76) х 0.45/(0.042 + 0.45) х 3.33/(0.3 + 3.33) -1) = - 0.048
При расчете использованы константы ингибирования для указанных токсикантов, полученные в гл. 3.2.2.
Прогнозируемая численность, подсчитанная по формуле (23) сравнивалась с численностью дафний в эксперименте (табл. 42). Сопоставлялись данные на 2, 3, 4, 5, 6, сутки. Значения х2 3.84 на всех сроках наблюдения, а на 4-е сутки данные расчетов и эксперимента практически совпадают (рис. 32). Это свидетельствует об адекватном описании моделью жизнеспособности популяции дафний при трехкомпонентном загрязнении.
Прогноз численности популяции при воздействии пяти факторов-ингибиторов проведен для смеси токсикантов, взятых в следующих концентрациях: нефть - 1.2 мг/л; медь - 0.024 мг/л; хром - 0.20 мг/л; пестициды «Регент» - 1.2 мг/л, «БИ-58» - 2.5 мг/л. Использовались кинетические константы, полученные в гл. 3.2.3: КрнефТи = 28.6 мг/л; Крмеди = 0.5 мг/л; Крхрома = 5.0 мг/л; Кр реге„т» = 12.5 мг/л; Кр))БИ_58» = 6.25 мг/л. Предполагаемая скорость ингибирования составила: V - 0.080 (28.6/(1.2+28.6) 0.5/(0.024+0.5) 5.0/(0.2+5.0) 12.5/(1.2+12.5) 6.25/(2.5+6.25) - 1) = - 0.0345;
