Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Современное состояние природной среды пресных и морских экосистем на рыбохозяйственных водоемах Астраханской и Мурманской области 9
1.1 Причины возникновения и роста мутагенности природной среды 9
1.2. Состояние природной среды водных экосистем Баренцева моря и Волго-Каспийского бассейна 14
І.З.Накопление загрязняющих веществ в тканях промысловых видов рыб . 30
1.3.1 Уровни накопления нефтяных углеводородов и ПАУ в тканях промысловых рыб Баренцева моря 30
1.3.2 Содержание хлорорганических пестицидов в тканях основных промысловых объектов Баренцева моря 34
1.3.3. Тяжелые металлы и мышьяк в тканях баренцевоморских рыб 36
1.3.4. Характерные черты загрязнения баренцевоморских рыб искусственными радионуклидами 39
1.3.5.Содержание загрязняющих веществ в тканях промысловых видов рыб Волго-Каспийского бассейна ...41
1.4. Применение тест-систем для диагностики эколого-генетической обстановки на рыбохозяйственных водоемах 43
Глава 2.Материалы и методы исследований 46
2.1 Метод учета частоты рецессивных летальных мутаций, сцепленных с половой (X) хромосомой «Меллер-5» , 46
2.2 Метод учета времени релаксации спин-решеточного взаимодействия электронов «ЯМР-релаксация» 54
2.3 Методика определения влияния содержания кислорода на уровень мутагенной активности природных вод 64
2.4 Современные биометрические методы генетики для проведение экологических исследований 64
Заключение к главе 2 68
Результаты собственных исследований и их обсуждение
Глава 3. Уровень мутагенной активности элементов природной среды и гидробионтов рыбохозяйственяых водоемов Астраханской и Мурманской областей 70
3.1 Уровень мутагенной активности - показатель состояния рыбохозяйственных водоемов России 70
3.2 Ретроспективный анализ мутагенной активности природной воды 15
3.2.1 Анализ мутагенной активности загрязнений природной воды в Мурманской области 75
3.2.2 Динамика мутагенной активности природной воды в Астраханской области за период 1990-2000гг 86
3.3 Природное самоочищение морских экосистем на примере прибрежных вод Баренцева моря 98
3.4 Динамика изменчивости мутагенной активности загрязнений гидробионтов рыбохозяйственных водоемов Мурманской и Астраханской областей 104
3.4.1 Анализ мутагенной активности загрязнений гидробионтов Мурманской
области ...104
3.4.2. Динамика мутагенной активности загрязнений гидробионтов Астраханской области 107
Глава 4. Сравнительный анализ с базовым вариантом и эффективность нового эколого-генетического метода диагностики состояния окружающей среды ПО
Глава 5, Применение средств-десмутагенеза в качестве эффективного природоохранногомероприятия для снижения воздействия мутагенов водной среды 116
6. Заключение 120
7. Выводы 125
8. Практические рекомендации 126
9. Список использованной литературы 127
- Состояние природной среды водных экосистем Баренцева моря и Волго-Каспийского бассейна
- Метод учета частоты рецессивных летальных мутаций, сцепленных с половой (X) хромосомой «Меллер-5»
- Уровень мутагенной активности - показатель состояния рыбохозяйственных водоемов России
Введение к работе
Актуальность исследования. Нарастающее антропогенное воздействие на водоемы, проявляющееся в виде интенсивного химического загрязнения вод, расширения инфраструктуры морской нефтегазодобычи - одна из важнейших экологических проблем рыбохозяйственных водоемов России.
Известно, что эффективность использования биологических ресурсов рыбохозяйственных водоемов находится в прямой зависимости от уровня мутагенной активности загрязнения водной среды. Увеличение его на каждые 0,1% выше фонового (в Астраханской области - 0,37 %; в Мурманской - 0,22 %) сопровождается падением рыбопродуктивности на 0,15 частей с каждого гектара акватории,, а превышение выше критического (1,00 %) вызывает необратимые нарушения процессов жизнедеятельности, происходящих в организмах живых форм (Дубинин, 1996; Якубов, 1992, 2001, 2002,). На В о лго-Каспии повышение уровня мутагенной активности, факторов среды связывают с нефте- и газодобычей (Катунин и др, 2000, Иванов, 2001). На 42 % увеличился уровень мутагенной активности в 2000 году в сравнении с 1990 годом на Волго-Каспийском бассейне. Общее количество загрязняющих веществ в данных рыбохозяйственных водоемах превысило 5 млн., а из них более 150 тысяч видов - ксенобиотики, вызывающие образование антител, угнетающих иммунитет живых форм (Якубов, 1999-2002).
Проведение эколого-генетических исследований очень актуально для Мурманской области, так как в перспективе эколого-генетическая угроза Европейскому Северу России и ее водным ресурсам связана с начинающимся освоением подводных месторождений нефти и газа и наличием потенциальных и действующих источников радиоактивного загрязнения. Не следует забывать,.что природная среда Севера более уязвима к разливам углеводородов, так как распад нефти в условиях холода и темноты происходит более медленно, чем в теплом климате, а растениям и животным необходимо больше времени для восстановления после нанесенных им повреждений. Высокопродуктивные рыбопромысловые районы Баренцева моря будут затронуты при обустройстве месторождений, прокладке газопроводов, и через них пройдут маршруты танкеров. Увеличение транспортных перевозок, в том числе и перевозок углеводородного сырья через Кольский запив, и другие виды хозяйственной деятельности значительно повышают антропогенное воздействие на экосистемы Кольского Севера.
В работе представлены исходные данные состояния эколого-генетической обстановки в рыбохозяйственных водоемах Астраханской и Мурманской областей.
Полученные результаты исследований имеют прямое отношение к состоянию воды, биоразнообразия, к качеству рыбной продукции и, в конечном итоге, к здоровью человека. Проведение исследований актуально в связи со сложившейся эколого генетической обстановкой в рыбохозяйственных водоемах, когда антропогенное воздействие, вызывающее загрязнение факторов среды, привело к созданию реальной угрозы всему живому, включая здоровье человека. Данное изменение экологического качества водной среды диктует необходимость разработки и внедрения новых эксперсс-методов диагностики эколого-генетической обстановки в рыбохозяйственных водоемах, средств десмутагенов, методик определения скрытого генетического ущерба рыбному хозяйству от загрязнения окружающей среды. В этих условиях требуется особый подход к комплексной проблеме научных исследований сложных экологических процессов, проведение мониторинга водоемов и их биоресурсов, система которого должна основываться на экологических, генетических и медицинских методах исследований качества воды, гидробионтов и других живых организмов.
Цель и задачи исследований: Протестировать эффективность использования экспресс-метода диагностики генотоксичности «ЯМР-релаксации» на экспериментальном исследовании уровня мутагенной активности загрязнений водной среды и гидробионтов водоемов Астраханской и Мурманской областей с целью использования для анализа эколого-генетической обстановки на рыбохозяйственных водоемах и предложить рекомендации по снижению мутагенной активности водной среды. В связи с этим поставлены задачи: 1.) Изучить с помощью методов «Меллер-5» и «ЯМР-релаксации» уровни мутагенной активности загрязнений водной среды рыбохозяйственных водоемов на территориях Астраханской и Мурманской областей с 1990 по 2000 год (пресная вода реки Волги, Колы, Туломы). 2.) Сравнить изменчивость уровня мутагенной активности загрязнений макрофитов
Кольского залива и дельты Волги в зависимости от места сбора. 3.) Изучить исходные фоновые значения ценных видов промысловых рыб (лещ, сазан, треска). 4.) Обосновать возможность применения показателя уровня мутагенной активности природной воды и гидробионтов как индикатора состояния водных экосистем. 5.) Дать сравнительный анализ эффективности методов эколого-генетической обстановки состояния окружающей среды базового и проектируемого. 6.) Обосновать применение средств-десмутагеннеза в качестве эффективного природоохранного мероприятия профилактического характера. Материалы и методы исследований.
В основу диссертации положены материалы, полученные в результате экспериментальных исследований, выполненных на базе кафедры биохимии Мурманского государственного технического университета; на базе кафедры биологии, генетики и селекции рыб и лаборатории генной инженерии Астраханского государственного технического университета, на кафедре неорганической химии в лаборатории комплексных соединений Казанского химико-технологического института, на кафедре генетики Казанского государственного университета.
В ходе экспериментального изучения были приведены следующие методы исследования:
1.) генетический метод учета рецессивных летальных мутаций, сцепленных с половой (X) -хромосомой «Меллер-5»;
2.) инструментальные физико-химические методы исследования -ЯМР-релаксация, электронно-парамагнитный резонанс (ЭПР). 3.) современные биометрические методы генетики для проведения экологических исследований.
Научная новизна. В условиях Мурманской области впервые был проведен углубленный ретроспективный анализ эколого-генетической обстановки на рыбохозяйственных водоемах. В работе приведен анализ результатов, многолетнего мониторинга мутагенной активности загрязнений воды, гидробионтов. Впервые проведен сравнительный анализ генотоксичности природной воды рек Колы и Туломы (Мурманская область). Впервые выявлена зависимость между показателями содержания кислорода и уровнем мутагенной активности природной воды. Основные положения, выносимые на защиту: 1.) Обоснование динамики уровней мутагенной активности загрязнений водной среды рыбохозяйственных водоемов на территориях Мурманской и Астраханской областей с 1990 по 2000 год. 2.) Уровень мутагенной активности макрофитов зависит от степени загрязненности и
способности к самоочищению природных вод.
3) Показатель уровня мутагенной активности мышечной ткани трески из Баренцева моря значительно ниже, чем у трески из Белого моря.
4) Уровень мутагенной активности мышечной ткани карповых видов рыб (лещ, сазан) скоррелирован с нарушенным видовым признаком (рядность глоточных зубов).
5) Уровень мутагенной активности природной воды и гидробионтов может быть использован в роли индикатора состояния водных экосистем.
6) Экспресс-метод диагностики эколого-генетической обстановки на рыбохозяйственных водоемах «ЯМР-релаксации» гарантирует контроль качества состояния окружающей среды, характеризуется высокой экономической эффективностью в сравнении базовым методом.
7) В качестве средства десмутагенеза, повышающего эффективность природоохранных мероприятий профилактического характера, обеспечивающего снижение мутагенности водной среды, рекомендуем процесс аэрирование. Практическая значимость работы. Впервые полученные данные по биотестированию на генотоксичность природной воды, гидробионтов в результате проведения ретроспективного анализа эко лого-генетической обстановки на рыбохозяйственных водоемах Мурманской области (формулы, коэффициенты, уравнения) могут быть использованы для дальнейшего развития генетических, экологических, токсикологических исследований и для определения скрытого генетического ущерба рыбному хозяйству от загрязнения окружающей среды в данном регионе. Применен инструментальный физико-химический метод исследования «ЯМР-релаксации» как эксперсс-метод диагностики эколого-генетической обстановки на рыбохозяйственных водоемах севера России.
Апробация результатов исследования Результаты исследований, выполненных по теме диссертации, обсуждались на научно-практических конференциях преподавательского состава Астраханского государственного технического университета (АГТУ) в 2003-2004 гг. и на международной конференции «Наука и образование 2004» в МГТУ.
Публикации. По теме диссертации опубликовано 15 печатных работ научного и учебно-методического плана.
Структура и объем диссертации. Работа построена в классическом варианте, изложена на 150 страницах компьютерного текста, включает 11 рисунков, 24 таблицы, 12 графиков. Диссертация состоит из разделов: введения, обзора литературы, материалов и методов исследования, результатов собственных исследований и их обсуждения, изложенных в трех главах, одна из глав - третья глава - состоит из четырех разделов, заключения, выводов, рекомендаций, списка использованной литературы. Список литературы включает 281 источников, из них 61 -иностранные.
Состояние природной среды водных экосистем Баренцева моря и Волго-Каспийского бассейна
На протяжении ряда лет моря российской Арктики, в сравнении с южными морями, отличаются уникальной чистотой вод кроме Кольского, Кандалакшского заливов и некоторых других районов прибрежья.
Баренцево море Северного Ледовитого океана расположено между северным берегом Европы и островами Шпицберген, Земля Франца-Иосифа и Новая Земля. Занимает площадь 1405 км2. Расположено на шельфе. Глубина преимущественно 300 -400 м, наибольшая - 600 м. Незамерзаемость юго-восточной части моря обусловлена сильным влиянием теплых вод Атлантического океана.
Несмотря на то, что моря российской Арктики (в том числе Баренцево море) имеют достаточную кормовую базу для рыб, за последние годы произошло значительное снижение их численности и изменение видового состава (рис. 1 и таблицы 2, 3 составлены по данным Полярного научно-исследовательского института рыбного хозяйства и океанографии (ПИНРО) и Мурманского морского биологического института (ММБИ). Считается, что основными причинами такого изменения являются нерациональный промысел, непредсказуемость климатически изменений и другие побочные причины (Матишов, 1989, Матишов, Денисов, 1999)
Кольский полуостров широко известен как регион с развитой горнометаллургической промышленностью. Впадение в Баренцево море основной части поверхностных водотоков с полуострова обусловлено морфологией его территории. Таким образом, попадающие в окружающую среду отходы горно-металлургической промышленности с материковым стоком в Баренцево море создают экологические проблемы не только на территории Кольского полуострова, но и в море.
Основные центры загрязнения Кольского полуострова - гиганты цветной металлургии «Североникель», «Печенгоникель», Кандалакшский алюминевый комбинат и хранилища обогатительных комбинатов. Баренцево море имеет огромное рыбохозяйственное значение. Исходя из этого, очень важна информация о загрязнении данного рыбохозяйственного водоема. Промышленные центры России и северо-западной Европы подвергают техногенному воздействию данный международный промысловый бассейн.
Материковый сток тяжелых металлов формируется за счет поверхностных вод Кольского полуострова, содержащих медь, марганец, никель, железо, алюминий, так как на его территории находятся в изобилии медно-никелевые, редкоземельные, железные руды. С материковым стоком в Баренцево море выносится повышенное количество разных металлов из различных геохимических провинций Кольского полуострова.
Кольский залив Баренцева моря находится у северного берега Кольского полуострова. Его длина 54 км, ширина — 1—7 км. Глубина у входа 200—300 м. Водосборный бассейн Кольского залива охватывает северо-западную часть Мурманской области, наибольший объем стока приходится на реки Тулома (3/4 объема) и Кола. По коэффициенту комплексности все водные объекты бассейна реки Туломы относятся к первой категории и характеризуются как загрязненные по единичным ингредиентам и показателям качества воды. По совокупности гидробиологических показателей водоемы бассейна реки Туломы относятся к наиболее чистым водоемам Мурманской области.. В оценке качества вод реки Туломы преобладает второй класс частоты вод - воды чистые. По качеству вод воды реки Колы относится к первой категории - загрязненность по единичным показателям и загрязняющим веществам. По совокупности гидробиологических показателей качество вод реки Колы оценивается II— III классами.
Кольский залив рассматривается как источник химического и радиационного загрязнения Баренцева моря и всего Северного Ледовитого океана. Исходя их действия антропогенного пресса, можно сказать, что этот участок побережья не имеет себе равных в российской и зарубежной Арктике.
О Кольском заливе можно говорить, как о модели распространения микроэлементов в прибрежной зоне. Доминируют 10 микроэлементов; кобальт, свинец, медь, никель, марганец, кадмий, железо, хром, ртуть, алюминий (Вирин, Дженюк, 1997).
Содержание микроэлементов, в Кольском заливе характеризуется непрерывностью концентрации во времени и пространстве. Кроме меди, железа и марганца большая часть микроэлементов имеет концентрацию ниже величин ПДК для рыбохозяйственных водоемов (Перечень..., 1995).
В реках бассейна Кольского залива концентрация железа, марганца и меди находятся на уровне 2-6 ПДК. Впадающие в Кольский залив ряд мелких водотоков (рек, ручьев) оказывают на экосистему локальное воздействие, и данные объекты также характеризуются повышенным содержанием железа, меди, марганца. Более высокое содержание всех вышеперечисленных металлов характерно для вод южного колена залива. В этих водах отмечены особенно высокие концентрации этих металлов. На стабильном уровне удерживаются концентрации марганца и хрома. На акватории, примыкающей к мурманскому порту, порту города Североморска, к устью губы Тювы для меди характерны локальные зоны высоких концентраций — 1—1,5 ПДК. На всей акватории залива концентрация железа удерживается выше уровня ПДК, причем прослеживается тенденция его увеличения в осенний период. Ртуть содержится повсюду в концентрациях ниже величин ПДК или следовых количествах.
Отмечена общая тенденция снижения концентрации металлов в Кольском заливе в направлении от вершины к устью залива. Для акватории, прилегающей к мурманскому порту, характерен высокий уровень накопления практически всех металлов (Состояние природной среды..., 2002).
Загрязнение прибрежных вод Баренцева моря обусловлено следующими источниками: поступлением загрязняющих веществ со сточными водами Кольского промышленно-хозяйственного узла (через Кольский залив в прибрежную зону впадает 40 % сточных вод); атмосферными выпадениями; влиянием локальных источников загрязнения на морские акватории. Последние годы характеризуются увеличением объема сточных вод до 2 млрд. м3 (Состояния природной среды..., 2000).
Поступление загрязняющих веществ с атлантическими водами от побережья северной Европы создает фон и определяет уровень загрязнения экосистемы Баренцева моря. На рыбном промысле ежедневно работает большое число судов, где сжигается до 2 тыс. т дизельного топлива, продукты сгорания которого с атмосферными осадками поступают в водную среду, распространяются в водной толще (действие механизмов сорбции и седиментации) и осаждаются на дно, включаясь в пищевую сеть экосистемы. Для самых продуктивных южных районов моря, дающих 80 % вылова, характерен наибольший антропогенный пресс.
Метод учета частоты рецессивных летальных мутаций, сцепленных с половой (X) хромосомой «Меллер-5»
В качестве критерия мутагенного действия загрязнений водных объектов выбрано изменение частоты рецессивных, сцепленных с половой (X) хромосомой летальных мутаций, возникающих при воздействии загрязнений факторов среды на самцов дикого типа (Normal). Метод учета этого типа мутаций был разработан основоположником радиационной генетики Г. Меллером (1927), синтезировавшим линию СЕВ. В последнее время для тех же целей широко используется другая, созданная Г. Меллером линия, называемая в мировой литературе Меллер-5, синонимы М-5, Base, ywd (Lindsley, Grell, 1965). Самцы и самки последней линии-тестер-(у\ /) несут Х-хромосому (половую хромосому In (1) SC SC sysc sc51). Эта хромосома содержит две инверсии - In (1) SC SC" и In (1)S, а также маркирована мутантными генами: scute - (SC, в данном случае дупликация этого участка SC SC"), wihte — apricon (wd) и yellow (у). Инверсия In (1) SC SC , захватывает почти всю хромосому. Левый ее разрыв расположен дистально, а правый - крайне проксимально, рядом с центромерой. Инверсия In (1) S захватывает среднюю треть Х-хромосомы, лежит внутри первой большой инверсии. Благодаря наличию инверсий, кроссинговер между этой хромосомой и хромосомой с обычной последовательностью генов практически полностью подавлен. Рецессивная мутация SC приводит к отсутствию щетинок. на скутелломе; W - рецессивный ген, обусловливающий абрикосовую окраску глаз; рецессивный ген Y - обусловливает в гетероэиготе (Y/+) дикий тип (цвет) тела и в гомозиготе (Y/Y), и в гемизиготе (-/Y) желтый цвет тела. Когда линия Меллер-5 используется для обнаружения рецессивных сцепленных с полом летальных мутаций, часто говорят о применении метода Меллер-5. Говорят также о самках и самцах Меллер, подразумевая, что соответствующие самцы в гомозиготе, а самки в гомозиготе несут Х-хромосому Меллер-5 или ywd.
Метод Меллер-5 заключается в следующем (рисЛ)
Опытные самцы нормальной линии дрозофилы скрещиваются с самками М-5. В первом поколении получается самок (Y/+), несущих в гетерозиготе Х-хромосому М-5 и обработанную Х-хромосому самца, и самцов, несущих хромосому М-5 в гемизиготе.
Поскольку кроссинговер между опытной нормальной хромосомой и хромосомой М-5 заперт, то рецессивная деталь (если она возникла) не может переместиться из опытной хромосомы в хромосому М-5. Это позволяет вывести опытную хромосому в гемизиготное состояние.
Для этого самок Fi скрещиваем с самцами М-5. Это могут быть самцы Fi, но лучше взять самцов, хромосомы которых не были подвергнуты воздействию загрязнений, то есть из линии М-5, постоянно разводимой в лаборатории. Дело в том, что самцы Fi несут один набор опытных аутосом и опытную Х-хромосому. Если эти хромосомы содержат перестройки или обработка загрязнениями привела к потере X-хромосомы или ее части, то выход потомства в F2 будет резко снижен или самцы будут полностью стерильны,
Кроме того, нельзя исключить, что проявление рецессивных сцепленных с полом деталей в F2 может оказаться несколько иным на фоне обработки аутосом и Y-хромосомы. Однако, при постановке наших экспериментов в рамках установления уровня мутагенной активности загрязнения водных объектов мы предпочитали все-таки, брать самцов М-5 из F[, чтобы избежать отбора неоплод отворенных самок в F2 и не увеличивать количество скрещиваний Р.
Поскольку речь идет о тестировании в F2 вполне определенной обработанной X-хромосомы, которую несет данная самка, в пробирку F2 помещаем одну самку. Самцов лучше взять несколько (2-3), чтобы гарантировать оплодотворение. Если обработанная Х-хромосома у данной самки не несет рецессивную сцепленную с полем летальную мутацию, то во втором поколении появятся самки yw и ywo/+, а также самцы yw и самки фенотипически нормальные, несущие в гемиэиготе обратную Х-хромосому. Если обратная Х-хромосома у данной самки содержит рецессивную сцепленную с полом летальную мутации, то во втором поколении нормальные самцы не появятся, так как в гемизиготе появится эффект рецессивной сцепленной с полом летали. Это служит свидетельством того, что загрязнение исследуемого водного объекта может выступать в качестве мутагена (рис. 1). Поскольку целью эксперимента является установление мутагенной активности загрязнений водных объектов, возникает вопрос о том, сколько времени необходимо выдержать опытных мух стандартной линии Д-32 на контрольном и опытном кормах.
Для решения вопроса, какие культуры дрозофилы и в каком количестве разводить для данного опыта, нужно ориентировочно представлять, с материалом какого объема может справиться один экспериментатор в самом "узком месте". В нашем случае таким "узким местом" является анализ второго поколения. Число культур в одной повторности на Fi должно быть не меньше 300. Сколько самцов нормальной линии (Д-32) следует иметь для обработки загрязнением и сколько виргильных самок М-5 потребуется для постановки скрещивания на Fi? Для того, чтобы поставить 300 скрещиваний (самок) на F2, вполне достаточно (даже с некоторым запасом) иметь хорошо развившиеся культуры в 10— 15 пробирках Fі. Если стремиться к оптимальным условиям (не развились культуры Ft лишь в единичных пробирках, в Fj нет перенаселения, лет мух не растянут сильно во времени, то можно поступить так: в каждую из 15 пробирок поместить по 3-4 самки и 4-6 самцов. Тогда при двухдневной яйцекладке в Fi из каждой пробирки можно получить 70-100 мух. Яйцекладка должна быть не более чем двухдневной. Это обусловлено самой постановкой задачи. Мы исследуем частоту деталей, возникающих в зрелых спермиях.
Из литературы известно, что уже третий день после обработки к оплодотворению способны клетки, находившиеся в момент воздействия мутагенов на стадии сперматид. Таким образом, для начала опыта такого объема, как планируется в нашем случае, необходимо иметь около 1000 нормальных самцов и около 750 виргильных самок М-5.
Для скрещивания не следует брать слишком молодых самцов, так как в некоторых линиях их хемочувствительность избыточно варьирует и, кроме того, юные самцы могут неэффективно копулировать. Нецелесообразно также брать слишком молодых самок, с тем, чтобы яйцекладка после оплодотворения шла достаточно интенсивно. Не стремясь к излишней точности, мы берем и самок, и самцов в возрасте 3-5 дней.
Сразу после окончания комплексной обработки скрещиваем обработанных самцов с самками М-5. Через двое суток родители удаляются. Через 9-10 дней от момента постановки скрещивания (культура развивается при температуре 24-25С в термокомнате) начинается лет мух первого поколения. В течение 2-3 дней ставим скрещивание на F2. В пробирку помещаем одну самку первого поколения (нет нужды в отборе виргильных самок) и 2-3 самцов М-5 из этой же или любой другой пробирки, или из линии М-5. Через 3—4 дня удаляем родителей, а через 9—10 дней начинаем лет мух второго поколения, в кагором и находится регистрация рецессивных сцепленных с полом летальных мутаций. Количество особей второго поколения ежедневно подсчитывается в течение 8 дней от начала лета. Если в данной пробирке за 8 дней лета не обнаружены нормальные самцы, можно подозревать, что анализируемая X-хромосома содержит леталь.
Уровень мутагенной активности - показатель состояния рыбохозяйственных водоемов России
Уровень мутагенной активности элементов природной среды и гидробионтов рыбохозяиственных водоемов Астраханской и Мурманской областей 3.1. Уровень мутагенной активности — показатель состояния морских и пресных экосистем рыбохозяиственных водоемов России
Изучение эколого-генетической ситуации в России за период с 1990 по 2003 год свидетельствует о том, что снижение промышленного и сельскохозяйственного производства более чем на 40—50% не вызвало адекватного улучшения состояния объектов окружающей среды, в том числе водных. Более того, резко обострилась экологическая ситуация в рыбохозяиственных водоемах страны в связи с крупномасштабным освоением нефтегазовых месторождений. Это приведет в долгосрочном периоде к значительным экономическим потерям от уменьшения запасов биоресурсов и ухудшения здоровья населения. Необходимо также отметить, что существующая нормативная и методологическая база не охватывает ряд важных направлений природоохранной деятельности, гарантирующей устойчивое развитие экономики, основанное на балансе промышленного развития и рационального природопользования (Семенов и др. 1999г.)
К настоящему времени почти полностью отсутствуют нормативные документы, регулирующие экономические отношения в сфере использования и охраны природных ресурсов, в частности водных, в рыночных условиях. Действующие нормативные природоохранные документы крайне слабо учитывают следующие факторы: эколого генетические требования; изменение условий использования крупных рыбохозяиственных водоемов; требования по обеспечению безопасности напорных гидротехнических сооружений; соблюдение режима водоохранных зон; правила рыболовства и воспроизводства биоресурсов (Дубинин и др., 1999; Семенов и др., 1999; Иванов и др., 2001).
В качестве нормативно-правовых показателей обеспечения природоохранной деятельности, гарантирующих устойчивое развитие экономики, согласно последним работам по 2002 год включительно, предлагается использовать: 1) предельно допустимые концентрации; 2) биотестирование; 3) биоиндексацию.
Основным, общепринятым критерием служит ПДК (предельно допустимые концентрации), который является по существу экологическим, поскольку конечная цель его использования - обеспечение условий для нормального функционирования водных экосистем в целом.
Однако в настоящее время перечень предельно допустимых концентраций (ПДК), ориентировочно безопасных уровней воздействия (ОБУВ), предельно допустимых выбросов (ПДВ) для воды водных объектов рыбохозяйственного использования включает более 1300 веществ. В то же время к 2002 году уже известно более 5 миллионов химических соединений, из них более 1500 тысяч веществ относят к поллютантам, вызывающим образование антител. (Семенов и др., 1999). Если регламентировать выброс, хотя бы 10 % этих веществ, то для разработки ПДК по принятой в настоящее время схеме потребуются сотни лет, а за это время появятся миллионы новых веществ. Все это свидетельствует о бесперспективности дальнейшего использования существующей системы установления ПДК для предотвращения загрязнения водных объектов. При этом в решении научно-консультационного совета по рыбохозяйственной токсикологии (1999 г.), отмечается, что было бы ошибочным и опасным шагом отказываться сегодня от законодательно обоснованного ограничения поступления загрязнений на основе ПДК. В настоящее время ПДК, как это ни парадоксально, является пока нормативной базой, применяемой в следующих случаях: при проведении экспертизы проектных материалов на осуществление хозяйственной деятельности; при паспортизации предприятий; платежей за сброс загрязняющих веществ (залповых и постоянных) в водные объекты, а также для ведения контроля за качеством воды; расчетов предельно допустимых сбросов загрязняющих веществ, осуществляемых хозяйствующими субъектами и т.д.
Таким образом, на данный момент ПДК является практически единственным несовершенным механизмом сдерживания масштабов и темпов загрязнений факторов окружающей среды в России, не являясь гарантом устойчивого развития экономики. В последнее время резко повысилось число работ по разработке и внедрению новых методов определения эколого-генетической ситуации в конкретно заданном районе, регионе и т.д. с помощью таких отличных от ПДК методов, как биотестирование и биоиндексация.
Биотестирование. Цель биотестирования - получение оперативного сигнала о степени токсичности загрязнений. Внедрение биотестирования позволяет сократить объем регулярно выполняемых детальных химических анализов. При биотестировании большое значение имеют оперативность, чувствительность, технологичность метода и его низкая себестоимость. Однако этот метод может быть использован только в качестве вспомогательного способа оценки качества воды и других факторов окружающей среды и уровня их токсичности при использовании основного химического анализа, который позволяет выявить конкретные группы токсических веществ или отдельное вещество и принять адекватное решение для устранения выявленной токсичности загрязнений.
Парадоксальность данного подхода, так же как и ПДК, связана с отсутствием учета эффекта синергизма и кумуляции загрязняющих веществ. Поэтому становится понятным отсутствие четких экономических перспектив их внедрения. Пример: при совместном выбросе меди и цинка их токсичность возрастает в 8 раз выше (Якубов, 1992)..
Следует отметить юридическую и экономическую бесперспективность использования результатов биотестирования для обоснования повышенной платы за сброс сточных вод предприятиями хозяйствующего объекта, так как на основе данного метода нельзя точно определить долю каждого из предприятий-загрязнителей, можно лишь примерно назвать главного и второстепенных.
Еще один минус ПДК и биотестирования - отсутствие правовой основы для привлечения к уголовной и другим видам ответственности виновников загрязнений. И все же стоит подчеркнуть, что важным положительным аспектом при биотестировании является использование широкого спектра тест-объектов, представляющих различные таксономические группы (растения, микроорганизмы, земноводные, рептилии, млекопитающие), с характерным для них уровнем устойчивости и чувствительности к токсикантам. Предпочтительными являются местные тест-объекты и, прежде всего, ценные виды промысловых рыб и их кормовые объекты.
Методы биотестирования не позволяют оценить долговременное (хроническое) воздействие токсикантов, а набор биотестов не может адекватно отразить последствия антропогенного воздействия на состояние биологических ресурсов региона загрязнения. Для исправления данных недостатков рекомендуется применять такой метод, как биоиндексация. Данный метод позволяет оценить уровень загрязнения водоемов и качество водной и других факторов окружающей природной среды (воздуха и почвы) на основе изучения видового состава, численности и состояния живых форм, в основном бактерий, водорослей и беспозвоночных животных в зоне загрязнения.
В последнее десятилетие внимание исследователей привлечено к рыбам, так как установлено, что морфо-физиологический статус рыб (Суворова и др., 1983, 2002) на различных уровнях организации жизни является высокоинформативным показателем уровня загрязнения водоема. При этом широко могут быть использованы. результаты патологоанатомических исследований рыб и других живых форм, которые могут служить экспресс-методами оценки их состояния, позволяя выявить уровень развития токсикоза и определить группу веществ действующих на организм и пути поступления токсикантов в организм. Недостатком методов биоиндикации следует считать тот факт, что они до настоящего времени не унифицированы и недостаточно апробированы на разных по уровню загрязнениях водоемов.
Проведя общий обзор трех методов (подходов) оценки эколого-генетической ситуации, можно констатировать, что их основным недостатком является отсутствие точечно-количественного акта влияния загрязнения факторов окружающей природной среды (воды, воздуха и почвы) на процесс жизнедеятельности живых форм. Это в свою очередь не позволяет достоверно определить размер прямого и скрытого ущерба, включая потери потомства, от отрицательных антропогенных воздействий с учетом затрат на компенсационные мероприятия по их уменьшению и устранению.
В современных условиях экосистемы испытывают все возрастающие отрицательные антропогенные воздействия, вызывающие неблагоприятные экологические, экономические и социально-экономические последствия. Оценка экологического состояния экосистем, особенно водных, с исследованием ПДК, биотестированием и биоиндексацией не отражает их общего состояния и не совершенна с различных точек зрения, особенно с точки зрения достоверности (Брагинский и др., 1989; Владимиров и др. 1991; Виноградов и др., 1992; Малышев, Полюшин, 1998; Беляев, Чернов, 1999; Березовская, 2002, Александрова, 2004).
Перечисленные методы устарели, поэтому для получения точной и достоверной информации о состоянии окружающей среды предлагается использовать методы, позволяющие определить такой показатель, как уровень мутагенной активности загрязнений. Использование новых методов предполагает переход к новому критерию — мутагенной активности. На первых этапах мы рекомендуем использовать данный критерий как дополнительный к общепринятым, но в дальнейшем этот критерий может использоваться как единственный и универсальный (Камшилов, 1983; Лебедев, 1986; Брагинский и др., 1989; Лукьяненко, 1989; Авилов, Авилова, 1997; Калайде, 1998; Березовская, 2002; Якубов, 1992; Александрова, 2004).
