Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Обзор литературы 11
1.1. Угроза генетической безопасности человечества от загрязнения окружающей среды - одна из главнейших проблем XX и XXI века 11
1.2. Комплексные эффекты загрязнителей 12
1.3. Радон - основной естественный источник радиоактивного облучения населения 17
1.3.1. Мутагенное и канцерогенное действие радоновой радиации 20
1.3.2. Дозиметрия радона 25
1.4. Экологическая ситуация в г. Воронеж и Воронежской области 27 1.4 Л. Характеристика Нововоронежской АЭС 31
1.5. Система мер слежения за состоянием окружающей среды 33
1.5.1. Типы мониторинга 33
1.5.2. Цитогенетический мониторинг - эффективный способ оценки состояния окружающей среды 36
1.5.3. Использование растительных тест-объектов для оценки состояния окружающей среды. Преимущества использования древесных растений 38
1.6. Цитогенетические критерии оценки состояния организмов и окружающей среды 41
1.6.1. Митотическая активность 41
1.6.2. Патологии митоза, их классификация 44
1.6.3. Микроядерный тест 47
1.6.4. Ядрышковые характеристики 48
Глава 2. Цитогенетический мониторинг загрязнения радоном жилых помещений с использованием комнатных растений 50
2.1. Характеристика традесканции приречной (Tradescantia fluminensis Veil.) и зебрины
повислой (Zebrina pendula Schnitz.) как тест-объектов , используемых для цитогенетиче-
ского мониторинга радона в помещениях 50
2.1.1. Систематика традесканции приречной (Tradescantia fluminensis Veil.) 50
2.1.2. Систематика зебрины повислой (Zebrina pendula Schnitz.) 50
2.1.3. Биология и кариология традесканции приречной (Tradescantia fluminensis Veil.) и зебрины повислой (Zebrina pendula Schnitz.) 51
2.2. Схема постановки опыта по облучению традесканции радоном 52
2.3. Сравнительная характеристика радиочувствительности двух видов традесканции -Tradescantia fluminensis Veil, и Zebrina pendula Schnizl. - при облучении радоном и малыми дозами гамма-радиации 55
2.4. Цитогенетические характеристики традесканции Zebrina pendula Schnizl. после облучения 58
2.5. Дозиметрия радона в жилых помещениях с использованием традесканции Zebrina pendula 68
2.6. Сравнительная характеристика чувствительности различных критериев для цитоге-нетического мониторинга 69
Глава 3. Цитогенетический мониторинг антропогенного загрязнения окружающей среды с использованием древесных растений 75
3.1. Характеристика дуба черешчатого (Quercus robur L.) как тест-объекта , используемого для цитогенетического мониторинга 75
3.1.1. Систематика 75
3.1.2. Биология 75
3.1.3. Цитогенетика 79
3.2. Характеристика сосны обыкновенной (Pinus sylvestris L. ) как тест-объекта , используемого для целей цитогенетического мониторинга 81
3.2.1. Систематика 81
3.2.2. Биология 81
3.2.3. Цитогенетика 84
3.3. Выбор районов проведения исследований 86
3.4. Материалы и методики проведения исследований 91
3.5. Цитогенетические характеристики проростков желудей дуба черешчатого в норме 93
3.5.1. Цитогенетические характеристики проростков однозародышевых желудей дуба черешчатого 93
3.5.2. Цитогенетические характеристики проростков многозародышевых желудей дуба черешчатого 122
3.6. Воздействие выхлопных газов автотранспорта на цитогенетические характеристики семенного потомства дуба черешчатого 130
3.7. Отдаленные цитогенетические эффекты последействия радиации у семян дуба черешчатого Цитогенетический мониторинг населенного пункта Старый Курлак , подвергшегося в 1986 году радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС 141
3.8. Цитогенетический мониторинг в 1 км зоне Нововоронежской АЭС с использованием древесных растений 158
3.8.1. Цитогенетический мониторинг с использованием в качестве тест-объекта дуба черешчатого 158
3.8.2. Цитогенетический мониторинг с использованием в качестве тест-объекта сосны обыкновенной 182
3.9. Цитогенетика дуба черешчатого в условиях антропогенного загрязнения 202
Выводы 211
Список использованных источников 215
- Радон - основной естественный источник радиоактивного облучения населения
- Цитогенетические критерии оценки состояния организмов и окружающей среды
- Сравнительная характеристика радиочувствительности двух видов традесканции -Tradescantia fluminensis Veil, и Zebrina pendula Schnizl. - при облучении радоном и малыми дозами гамма-радиации
- Воздействие выхлопных газов автотранспорта на цитогенетические характеристики семенного потомства дуба черешчатого
Введение к работе
Актуальность темы. Исследования нарушений митотических и мейотических циклов позволяют выявлять ранние изменения цитогенетическои системы организма, когда еще нет видимых (фенотипических) проявлений этих изменений, и прогнозировать дальнейшее состояние системы в меняющихся условиях . В последние годы при проведении мониторинговых исследований загрязнения окружающей среды особое внимание уделяется видам древесных растений. Это обусловлено тем, что такие растения являются многолетниками, поэтому возникает возможность проводить наблюдения в течение нескольких лет, а также тем, что древесные растения широко используются в озеленении промышленных объектов и при создании санитарных зон.
Цитогенетические исследования растений проводят с целью раннего прогнозирования возможности усыхания насаждений и определения уровня загрязнения. Для этого используют преимущественно виды хвойных - сосну обыкновенную, ель обыкновенную и др. (Калашник и др., 1997; Шафикова, Калашник, 1997; Шафикова 1999; Druskovic, 1997; Micieta, Murin, 1997; Muller etal., 1997; Zujeva et al., 1997 и др.), что связано, в первую очередь, с их повышенной чувствительностью к различного рода химическим пол-лютантам, а также со сходной радиочувствительностью клеток сосны обыкновенной и человека (Sparrow, Woodwell, 1962; Крышев и др., 1990). Это позволяет проводить оценку генетического риска для человека в условиях повышенной радиации, используя древесные растения. Цитогенетические характеристики видов лиственных древесных растений в условиях сильного антропогенного загрязнения исследовались значительно реже (Исаков и др., 1991; Вардуни, 1995; Butorina et al., 1997), хотя эти растения шире представлены в защитных лесонасаждениях, чем хвойные. Поэтому возникает необходимость их детального изучения.
Наряду с антропогенным загрязнением природной среды проблема загрязнениярадоном жилых помещений является исключительно важной в обеспечении радиационной безопасности населения. Радон ответственен за 6 - 20% случаев рака легких (Кры-шев и др., 1990; Pershagen et al., 1994; Volkle, 1994; Steindorf et al., 1995). Вклад радона в суммарную эффективную дозу для населения России (4-5 мЗв/год) составляет 40 - 50% (Крисюк, 1996). Проведение мониторинговых исследований по выявлению загрязнения радоном жилых помещений и определение синергических эффектов радона и химических мутагенов базируется на результатах изучения влияния радона и продуктов его распада на живые организмы. При этом крайне важно создание эффективных систем и объектов (в том числе биологических) для дозиметрии объемных концентраций радона в помещениях.
Применение суммарно ряда критериев цитогенетического мониторинга на одном тест-объекте поможет увеличить пределы его чувствительности, а также снять проблему подбора ряда тест-систем и объектов для адекватной оценки поллютантов среды (Ябло-ков, 1988). В связи с вышеперечисленным необходимо оценить чувствительность различных цитогенетических показателей организмов для создания шкалы, позволяющей подбирать критерии оценки влияния мутагенов с учетом силы их воздействия.
Основная цель представленной работы - цитогенетический мониторинг загрязнения окружающей среды с использованием растительных тест-объектов.
Для достижения цели были поставлены следующие задачи:
1. Выбрать растительный тест-объект для проведения цитогенетического мониторинга радонового загрязнения жилых помещений .
2. Выявить цитогенетические эффекты у Zebrina pendula Schnizl. при облучении радоном для его дозиметрии в жилых помещениях с использованием данного тест объекта.
3. Разработать в условиях модельного эксперимента шкалу чувствительности различных критериев цитогенетического мониторинга для адекватной оценки состояния окружающей среды.
4. Определить цитогенетические показатели семенного потомства дуба черешчатого в экологически «чистом» районе.
5. Выявить цитогенетические эффекты последействия радиации у семенного потомства дуба черенчатого.
6. Охарактеризовать влияние выхлопных газов автотранспорта на цитогенетические показатели семенного потомства дуба черенчатого.
7. Провести цитогенетический мониторинг антропогенного загрязнения окружающей среды районов г. Воронежа и области, в том числе 1 км зоны Ново воронежской АЭС, с использованием в качестве тест объекта семенного потомства дуба черенчатого и сосны обыкновенной.
Научная новизна. Впервые изучено влияние радона на цитогенетические характеристики корневой меристемы комнатных растений Tradescantia fluminensis Veil, и Zebrina pendula Schnizl. Обосновано преимущество использования Zebrina pendula для мониторинговых исследований. Проведен анализ чувствительности различных критериев цитогенетического мониторинга. Предлагается использовать совместно ряд критериев цитогенетического мониторинга на одном тест объекте. Доказана перспективность использования дуба черешчатого для мониторинговых исследований. Определены цитогенетические показатели одно - и много зародышевых желудей из экологически «чистого» района . Выявлены отдаленные цитогенетические эффекты последействия радиации на семенное потомство дуба черешчатого . Исследовано влияние выхлопных газов автотранспорта на цитогенетические показатели семян дуба черенчатого. Применен кластерный анализ для построение схемы загрязненности территории по цитогенетическим показателям семенного потомства сосны обыкновенной и дуба черенчатого. Показана целесообразность применения древесных растений для оценки экологической ситуации вокруг АЭС (на примере Ново воронежской АЭС). Проведено сравнение цитогенетических показателей сосны обыкновенной и дуба черешчатого в сходных условиях антропогенного загрязнения. Выявлены цитогенетические диагностические признаки влияния поллютантов на генетический аппарат дуба черенчатого.
Научно-практическая значимость работы. Создана шкала цитогенетических показателей для дозиметрии радона в помещениях с использованием в качестве тест-объекта Zebrina pendula Schnizl. Проведенная оценка критериев цитогенетического мониторинга и совместное их использование на одном тест-объекте позволяет увеличить пределы его чувствительности и , возможно, снять проблему подбора ряда тест-систем и тест-объектов для оценки загрязнения среды. Установлены цитогенетические показатели дуба черешчатого из экологически «чистого» района, которые могут рассматриваться как контрольные для проведения цитогенетического мониторинга окружающей среды с использованием в качестве тест-объекта семенного потомства дуба черенчатого. Полученные результаты по влиянию выхлопных газов автотранспорта и отдаленных эффектов последействия радиации на цитогенетические показатели проростков семян дуба черенчатого необходимо учитывать при проведении лесовосстановительных работ с использованием семенного материала , собранного на загрязненных территориях . Построена схема загрязненности территорий 1 км зоны Ново воронежской АЭС по цитогенетическим показателям дуба черенчатого и сосны обыкновенной. Проведен цитогенетический мониторинг среды в районах г. Воронежа и области и оценена степень генетического риска для людей. Использованные методы применимы для ранней диагностики мутагенных эффектов загрязнения окружающей среды , выявления динамики этих процессов.
Материалы диссертационной работы по биотестированию внедрены в жилом массиве Центрального района г. Воронеж (Информационный листок № 155-98 «Способ биотестирования жилых помещений», Воронежский ЦНТИ, 1998 г.) и представлены в виде ин 9 формации для внедрения (Информационный листок № 150-98 «Цитогенетический мониторинг загрязнения территорий», Воронежский ЦНТИ, 1998 г.).
Личный вклад. Автор разработал теоретические и методические положения, обосновал цели и задачи исследования, провел сбор и анализ экспериментального лабораторного и полевого материала, обобщил результаты исследований. Статьи, научные доклады под готовлены самостоятельно и в соавторстве. Облучение традесканции радоном проводи ли сотрудники кафедры ядерной физики Воронежского государственного университета В.М. Вахтель и А.Г. Бабенко, в сборе экспериментального материала принимали участие Е.В. Сенькевич, Г.Ф. Хорольский, А.И. Луняк, которым выражаю признательность.
Апробация работы. Материалы диссертации были представлены на научно практической конференции «Экология, нравственность , здоровье» (Воронеж, 1995), межреспубликанской научной практической конференции «Актуальные вопросы экологии и охраны природы экосистем южных и центральных регионов России" (Краснодар, 1996); международной научной конференции "Биологические проблемы устойчивого развития природных экосистем" (Воронеж, 1996); 35-й и 37-й международной научной студенческой конференции "Студент и научно-технический прогресс" (Новосибирск, 1997, 1999); XI World Forestry Congress (Antalya, 1997); международной научной конференции "Diversity and Adaptation in Oak Species" (Pennsylvania, 1997 ); 3 международной конференции из серии «Нелинейный мир» «Экология. Экологической образование. Нелинейное мышление» (Воронеж, 1997); 3 международной научно-техническая конференция "Физика и радиоэлектроника в медицине и биотехнологии" (Владимир, 1998); международной конференции «Cytogenetic Studies of Forest Trees and Shrubs - Review, Present Status, and Outlook on the Future» (Graz, 1998); международном симпозиуме «Радикальное повышение экологических функций леса в 21 веке» (Воронеж, 1999); 4 Совещании по кариологии и кариосистематике растений (Санкт-Петербург, 1999); научной сессии Воронежского государственного университета (Воронеж, 1999) Публикации. Основные результаты диссертации изложены в 21 печатной работе. Структура и объем диссертации. Диссертация состоит из введения, трех глав (глава 1
«Обзор литературы», глава 2 «Цитогенетический мониторинг загрязнения радоном жилых помещений с использованием комнатных растений», глава 3 «Цитогенетический мониторинг антропогенного загрязнения окружающей среды с использованием древесных растений»), выводов и списка цитируемой литературы. Работа содержит 245 страниц текста, включающего 35 таблиц, 54 рисунка. Список цитируемой литературы включает 332 работы.
Радон - основной естественный источник радиоактивного облучения населения
Радон - природный газ, бесцветный, не имеющий запаха, в 7,5 раз тяжелее воздуха, химически инертный. Известны три его изотопа: Rn-222 (Тіл 3,8 суток (образуется в ряду продуктов распада урана-238)), Rn-220 с периодом полураспада 55 с (продукт распада тория-232, называется тороном) и радон-219 с Тід = 19 с (продукт распада урана-235, называется актинон). Радон-222 встречается в природе в 20 раз чаще, чем радон-220, а содержание актинона вовсе ничтожно. Поэтому, говоря о радоне, прежде всего говорят о радоне-222. Ядро Rn-222 при радиоактивном распаде излучает альфа-частицы, превращаясь в ядра полония-218, при альфа-распаде которых получается свинец-214 При бета-распаде этого радионуклида образуется висмут-214, который, в свою очередь, превращается в полоний-214, испуская бета-частицу. При альфа-распаде последнего возникает относительно долгоживущий свинец-210 (период полураспада 23,3 года) и далее - стабильный изотоп свинца-206 в качестве конечного продукта (Джелепов, 1958, Угай, 1984).
При распаде радия в почве, подпочвенных водах и океане ежегодно образуется 2Т09, 5 108 и 3 107 Ки радона. "Нормальными" в радиационном отношении принято считать породы, в которых содержание урана и тория не превышает 2,5 кларка (Кольтовер, 1996). Выделено три категории территорий по радоноопасности (Максимов и др., 1996): 1) безопасные (условно безопасные), если в геологическом разрезе отсутствуют или присутствуют в незначительном количестве специализированные породы - продуценты радона, и при спокойном залегании пород; 2) потенциально опасные, если присутствуют потенциально опасные породы, или высокоспециализированные по урану образования перекрыты чехлом экранирующих пород различной мощности; опасные - с широким развитием специализированных на радиоактивные элементы пород, месторождений урановых и урансодержащих руд и наличием областей разгрузки радонопотоков.
В пределах опасных могут быть выделены дополнительные территории с широким развитием объектов - продуцентов радона (месторождений урана и др.) и наличием высоких концентраций радона в воздухе жилых и производственных помещений . На основе этой качественной градации критериев риска по радону на территории России выделены площади опасные, потенциальной опасности и безопасные. К площадям, опасным по радону, относятся: 1) Прибалтийская (Невско-Онежская); 2) Дальневосточ-но-Южно-Сибирская площадь; 3) Зауральская площадь. Районы, потенциально опасные по радону: 1) Волго-Камская площадь; 2) Кольская площадь; 3) Ухта-Северо-Уральская площадь; 4) Северо-Кавказская площадь; 5) Енисейская площадь; 6) Прибайкальский район; 7) Анабарская площадь; 8) Буреинская площадь; 9) Восточная часть Дальнево-сточно-Южно-Сибирской площади; 10) Северо-Восточная площадь; 11) Камчатская площадь.
Эманация радона существенна там, где порода дезинтегрирована (антропогенные разломы, зоны выветривания, гравий и т.п.) (Кольтовер, 1996). Повышенные выделения радона наблюдаются в сейсмически опасных зонах и перед землетрясениями (Igarashi et al, 1995; Уткин, Юрков, 1999).
Активность радона в атмосфере (снаружи зданий) изменяется от 4 до 25 Бк/м3 в зависимости от геологических и метеорологических условий местности (Крисюк, 1989). Максимальны значения радона в предрассветные часы, а минимальны после полудня (Титов и др., 1996).Своим возникновением суточные вариации обязаны формированию и разрушению инверсионного температурного слоя (Титов и др., 1992). Суточный ход вариаций радона в воздухе помещений не отличается от такого вне здания (Титов и др., 1996). Внутри зданий его активность определяется геологическими особенностями местности (содержанием урана в структурах последней), типом строительного материала и качеством вентиляционных систем. В плохо вентилируемых помещениях радон и продукты его распада могут накапливаться в десятикратном количестве по сравнению с наружным воздухом (Крисюк, 1989; Gfeller et al., 1997).
Внутрь зданий радон проникает главным образом из почвы (через щели в фундаменте), из строительных материалов, газо- и нефтепродуктов, накапливаясь в основном на первых - вторых этажах (Johner, Volkle, 1994). Из строительных материалов наименьшей активностью обладает древесина ( 1 Бк/м3). Активность бетона в зависимости от исходных компонентов (песка и цемента), как правило, в 30 - 50 раз больше, чем у древесины. Величина активности гранитов, туфов, пемзы 200 - 400 Бк/кг. Высокую удельную активность имеют алюмосиликатныи кирпич, доменный шлак, зольная пыль (Кольтовер, 1994). Еще один источник радона - вода, особенно артезианская. Эксперты международной комиссии по лучевой защите от радиоактивного излучения считают, что из воды в дома поступает до 20 % радона (ICRP, 1993). Концентрация радона в ванной комнате в 3 раза выше, чем на кухне, и приблизительно в 40 раз выше, чем в жилых комнатах (Крышев и др., 1990).
В Германии средний уровень активности радона в воздухе жилых домов равен 40 Бк/м3, но в 1 % обследованных зданий он выше 250 Бк/м , а в 0,1 % - выше 600 Бк/м . Обеспокоены радоновой проблемой страны Скандинавии, где материковая порода обогащена ураном и торием. В домах Швеции средняя активность радона - 50 Бк/м , в 10 % зданий она больше 100 Бк/м3, а в 1 % - 400 Бк/м3 (Schmier et al., 1993). С 1989 года ведется мониторинг на Украине. Очень высокие концентрации радона в зданиях Украинского кристаллического массива (более 1000 Бк/м3) (Кольтовер, 1996). Проведены подобного рода исследования в Республике Узбекистан. Установлено, что фоновые концентрации радона в почвенном воздухе изменяются от нескольких тысяч Бк/м (преимущественно в западной части) до 15000 - 20000 Бк/м3 (в предгорных районах) (Бобонаров и др., 1996). В ряде областей России (например, Новосибирской (Пахомов, Попов, 1996), Красноярской (Коваленко, Назиров, 1998), Ивановской (Губернаторова и др., 1997), Ростовской (Егорова и др., 1997), на Алтае (Александров и др., 1996) и др.) выявлены локальные зоны повышенного содержания радона, причем основными носителями критических значений являются старый жилой фонд и дома индивидуальной застройки. В г Воронеже и области крупномасштабных исследований загрязнения радоном помещений не проводилось.
Цитогенетические критерии оценки состояния организмов и окружающей среды
Явление суточной периодичности деления клеток давно известно биологам: Страсбургер в 1880 году, рассматривая деление спирогиры, и Флемминг в 1890, изучая размножение клеток различных тканей личинок амфибии, отмечали изменения клеточных делений в течение суток. Систематическое исследование суточной периодичности митозов начались лишь с 20-х годов 20 века. Накопленный материал показал, что суточная периодичность деления клеток широко распространена у различных представителей растительного и животного мира. Закономерные изменения митотической активности были прослежены на различных ботанических объектах (Алов, 1964). Карстеном (Karsten, 1915) впервые показано, что деление клеток в вегетативных почках гороха, курузы и сосны происходит преимущественно в ночное время, а в дневные часы интенсивность размножения клеток снижается . Аналогичные изменения деления клеток наблюдались затем в корешках гороха, и установлена зависимость этих колебаний митотическои активности от температуры и светового режима (Гриф, 1959).
В настоящее время установлено, что суточный ритм митозов характерен для различных растений. Большинство исследователей отмечает, что максимум клеточных делений ботанических объектов происходит в ночные часы, а минимум - в дневное время. Так, например, в точке роста стебля традесканции наиболее высокая митотическая активность наблюдается в 21 - 23 часа, а минимальная - в 5 - 9 часов. В корешках лука суточный ритм митозов выражен двухвершинной кривой с максимумами в 13 и 23 часа и минимумами в 7 и 15 часов (Алов, 1964). В меристемах конуса нарастания корней и стебля ячменя максимум митотическои активности относится к 18 часам, а минимум - к 6 часам. При этом наблюдается синхронность суточных ритмов митозов корня и стебля (Гриф, 1959). В корешках вики максимум митозов наблюдается в дневные часы, а минимум - в ночное время (Harte, Zinecker-Brauer, 1966а, 19666).
По мнению Игамбердиева (1995), появление колебаний в системе связано с разделением прямого и обратного направлений реакции. Для наличия устойчивых колебаний системы необходимо два депо. Значительный объем энергетического депо обусловливает суточную периодику циркадных ритмов, в том числе суточных ритмов митоза. По его мнению, именно циклы являются организующими принципами генерации морфологических структур.
В 1994 году Гриф и Мачс в своей работе рассмотрели механизм образования ритмов клеточного деления за счет синхронизации клеточных циклов в пролиферирую-щей популяции. В активно пролиферирующей популяции ритм деления клеток может возникнуть лишь при условии, что у большей части клеток продолжительность митоти-ческого цикла более или менее одинакова. В этом случае синхронизация деления клеток вызовет некоторый регуляторный ритм с амплитудой, пропорциональной степени синхронизации.
Выделяют экзогенные и эндогенные ритмы клеточных делений. На первых этапах прорастания ритмы деления полностью эндогенны и не зависят от световых ритмов (экзогенных ритмов). Это связано с тем, что рост идет за счет питательных веществ семени. На этих стадиях характер ритмов определяется продолжительностью клеточного цикла и динамикой изменения его фаз. На следующих этапах онтогенеза приобретает большое значение интенсивность метаболизма, поэтому начинают оказывать влияние экзогенные факторы (интенсивность фотосинтеза, смена дня и ночи и т.п.). Из-за этого ритм клеточных делений уже будет зависеть от соотношения воздействия эндогенных и экзогенных компонент в онтогенезе (Гриф, Мачс, 1994).
В более поздних работах Грифом и Мачсом показано, что имеются два источника нестационарного движения по циклу - гетерогенность клеточной популяции по продолжительности фазы G2, обусловленной сменой фаз роста корня, и активная реакция клеточной пролиферации на ритм освещения (Гриф, Мачс, 1996), а также выявлено, что основным фактором, определяющим характер ритма деления клеток, является продолжительность фаз d и G2 (Мачс, Гриф, 1996).
Биологическое значение изменения митотической активности состоит в том, что она определяет норму реакции пролиферации клеток меристемы на изменение величины регулирующего фактора в онтогенезе (связанного с клеточной динамикой и морфогенезом, эндогенный ритм) и при адаптации к ритмическим изменениям условий внешней среды (экзогенный ритм) (Гриф, Мачс, 1994).
Мутагенные факторы среды также способны влиять на показатели митотической активности, например, воздействие радиации, в зависимости от дозы, может оказывать ингибирующий или стимулирующий эффект (Кузин, 1977), а также блокировать продвижение клетки по стадиям цикла и увеличивать длительность стадий (Митрофанов, 1969). Поэтому для точной оценки степени влияния этого фактора необходимо знать суточную периодичность митотического значения в нормальных условиях.
Нарушение нормального течения митоза - патологический митоз - ведет к возникновению хромосомных мутаций и неравномерному распределению хромосом между дочерними ядрами. Это один из основных механизмов возникновения анеуплоидии и нарастания генетической гетерогенности клеточной популяции (Казанцева, 1981).
Патологии митоза описаны давно. Первые наблюдения патологических митозов были выполнены на дробящихся яйцах беспозвоночных и относятся еще к прошлому столетию (цит. по Ludford, 1953). По мере накопления сведений о нарушении нормального течения митоза возникла необходимость в систематизации полученных данных. Первые классификации патологии митоза строились на чисто описательных признаках (Parmentier, 1953; Оберлинг, Бернхард, 1963; Блюмкин, Жданов, 1973), и различные нарушения митоза разделялись в зависимости от стадии деления. Позже за основу характеристики патологических митозов были приняты изменения, которые вызывали различные патологические яды (Ludford, 1953; Sharma, 1971). В 1965 году была предложена морфо-физиологическая классификация патологий митоза (Алов, 1965).
Патология митоза может носить функциональный и органический характер. Функциональное нарушение может выражаться, например, в возникновении ареактив-ности вступающих в митоз клеток. Это явление заключается в том, что они утрачивают (или резко снижают) способность реагировать на клеточные регуляторы, которые тормозят или стимулируют пролиферацию нормальных тканей. Эти функциональные изменения, обнаруженные в опухолях, служат одной из причин автономного размножения раковых клеток (Алов, 1955, 1964). Органические нарушения митоза заключаются в нарушениях его нормального течения в связи с повреждением формирования хромосом, ме-ханизмов их движения или процесса цитотомии. В настоящий момент не принята единая классификация патологий митоза, поэтому мы приведем две наиболее распространенные.
Сравнительная характеристика радиочувствительности двух видов традесканции -Tradescantia fluminensis Veil, и Zebrina pendula Schnizl. - при облучении радоном и малыми дозами гамма-радиации
Нами были проведены работы по изучению цитогенетических характеристик зеб-рины повислой при облучении радоном в течение 14 дней (ЭРОА 1800 Бк/м ,6100 Бк/м3), в течение 28 дней (ЭРОА 100 Бк/м3, 1800 Бк/м3) и 3 месяцев (объемная концентрация 1800 Бк/м3). Результаты эксперимента представлены на рис. 1, 2, 3, 4, 5, 6, 7. При облучении растений радоном объемной активностью 100 Бк/м отклонений цитогенетических показателей от контрольных не обнаружено (рис. 1, 2). Это можно объяснить,
исходя из концепции беспорогового действия радиации (Дубинин, 1961, 1990; Ли, 1963; Шевченко, Померанцева, 1985), возникающими скрытыми повреждениями, которые данным методом не могут выявляться, или недостаточной концентрацией мигрирующих из листьев в корни радиотоксинов, способных вызвать биологический эффект. Увеличение ЭРОА радона до 1800 Бк/м3 (при времени облучения 14 дней) приводило к возрастанию ядрышковой активности (рис. 3, 4), появлению остаточного ядрышка в метафазе-телофазе митоза (до 2,7 %), в контроле такое нарушение отсутствовало. Наблюдаемое усиление ядрышковой активности, а также пуфинг хромосом в метафазе митоза в период облучения радиацией может быть обусловлен ослаблением под действием радиации степени конденсации хроматина ядрышкообразующих районов за счет нарушения взаимодействия ДНК-белок. Следствием этого будет недостаточная инактивация рибосом-ных генов в хромосомах. Усиление ядрышковой активности можно рассматривать как компенсаторный механизм клеток, обеспечивающий синтез необходимого количества белков в условиях подавления функции многих уникальных генов радиацией. Характер пуфйнга метафазных хромосом, завершающегося выбрасыванием ядрышкоподобного тельца в цитоплазму, свидетельствует о возможности увеличения числа рибосомных генов путем их амплификации. Появление остаточного ядрышка в метафазе, анафазе и телофазе митоза наблюдалось Буториной у проростков дуба черешчатого из района Чернобыльской АЭС (Буторина, Исаков, 1989; Butorina et al., 1997).
При более длительном времени облучения (28 дней) при той же ЭРОА (1800 Бк/м3) происходило возрастание ядрышковой активности (рис. 2). Однако клетки с остаточным ядрышком в митозе исчезали. Митотическая активность различалась с контролем по F-критерию Фишера (Р 0,05). Это, скорее всего, связано с тем, что при увеличении времени воздействия радиации начинается процесс элиминации наиболее радиочувствительных клеток, а хронический приток радиотоксинов из облучаемых листьев создает стрессовые условия радиационной интоксикации корней. При облучении в течение 3 месяцев ЭРОА 1800 Бк/м3 наблюдались различия только между значениями митотической активности по F-критерию Фишера (Р 0,05) (рис. 5, 6). Это свидетельствует о завершении процесса элиминации радиочувствительных клеток и возможном неравномерном распределении радиотоксинов между корнями растения.
При увеличении объемной активности радона до 6100 Бк/м3 (14 дней) происходило возрастание ядрышковой активности (рис. 3) и увеличение количества метафаз-телофаз с остаточным ядрышком (до 9,6 %) по сравнению с контрольными данными. Однако, при сопоставлении с данными по облучению объемной активностью 1800 Бк/м3 в течение 14 дней статистически достоверных различий не наблюдалось. Предположительно, это скорее всего связано с выходом системы на новый триггерныи уровень. Это согласуется с концепцией Гераськина (Гераськин, 1995) о возможности существования в области малых доз интервалов, на которых клетка способна справиться с увеличивающимся стрессовым воздействием без изменения функциональных показателей.
Дополнительно исследовали зависимость эффекта от положения облучаемого объекта (вверху (активность радона 5500 Бк/м3) и внизу (активность радона 6100 Бк/м3) колпака, а также под полиэтиленовым навесом). Наличие эффекта могло быть обусловлено дополнительным облучением растений оседающими продуктами распада радона. Данные представлены на рис.7. Статистически достоверных различий в зависимости от положения не обнаружено. На основании этого можно говорить о незначительности влияния эффекта положения традесканции в опыте на цитогенетические показатели. Следовательно, возможно предположить, что основное воздействие происходит за счет внешнего и внутреннего облучения радоном и осевших на листья аэрозолей (продуктов распада) и инкорпорированного облучения этими же частицами, а не за счет облучения частицами, находящимися вблизи (т.е. на поверхности колпака) растения.
Воздействие выхлопных газов автотранспорта на цитогенетические характеристики семенного потомства дуба черешчатого
Опираясь на результаты работы Буториной с соавт. (Butorina et al., 1998), показавшей связь между частотой встречаемости врожденных пороков развития у детей на загрязненной территории и цитогенетическими характеристиками древесных растений, можно говорить о среднем уровне генетического риска для людей, проживающих на указанной территории. Уровень встречаемости врожденных пороков развития, вероятно, превысит контрольный, но не на порядок.
Учитывая, что на исследуемой территории у проростков дуба не произошла депрессия митотической активности, не появились микроядра и не было обнаружено остаточного ядрышка в цитоплазме неделящихся клеток, можно сделать заключение о средних цитогенетических эффектах выхлопных газов автотранспорта на семенное потомство на территории 9 км Задонского шоссе. Так как у семенного потомства дуба черешча-того выявлено изменение цитогенетических характеристик, возросла гетерогенность семенного потомства по показателю «митотический индекс», выросло количество нарушений митозов и нарушений хромосом, совместимых с жизнью, мы не рекомендуем проводить сборы семян для целей лесовосстановления вблизи автодорог, т.к. это может ухудшить качество насаждений. Факты изменения цитогенетических характеристик семенного потомства дуба черешчатого на территории, подвергшейся загрязнению выхлопными газами автотранспорта, свидетельствуют о значительных перестройках генетического аппарата и появлении мутантных форм, которые могут не только ухудшить качество насаждений, но и, возможно, полностью разрушить всю репродуктивную структуру искусственно возобновляемых насаждений.
3.7. Отдаленные цитогенетические эффекты последействия радиации у семян дуба черешчатого. Цитогенетический мониторинг населенного пункта Старый Кур-лак, подвергшегося в 1986 году радиоактивному загрязнению в результате аварии на Чернобыльской АЭС
Авария на Чернобыльской АЭС привела к крупномасштабному радиоактивному загрязнению лесных экосистем на территории Российской Федерации, Беларуси и Украины, что поставило перед наукой и отраслью в целом острейшую проблему по научному обоснованию и организации лесопользования на радиоактивнозагрязненных землях (Ипатьев и др., 1998). Несмотря на значительное снижение на загрязненных территориях уровня цитогенетических нарушений, приводящих к ухудшению качества семенного потомства деревьев, что обусловлено нормализацией радиационного фона, необходимо учитывать и отдаленные эффекты радиации (Косиченко, 1997). Проблема отдаленных цитогенетических эффектов изучалась, в основном, применительно к животным и человеку. У них показано значительное увеличение хромосомных аберраций в генеративных и соматических клетках в отдаленные сроки после облучения, даже если впоследствии радиационный фон не превышал предельно допустимых значений (Возилова и др., 1998; Ильинских и др., 1998; Сенцова, Петухов, 2000; Шевченко и др., 2000 и др.). Исследования отдаленных цитогенетических эффектов действия радиации у растительных объектов показали вариабельность и лабильность цитоморфологических свойств растений в отдаленные сроки после облучения и при облучении в малых дозах (Позоло-тина, 1996); в некоторых популяциях отмечалось возрастание в отдаленные сроки хромосомных аберраций (Шевченко и др., 1998), в других же - снижение хромосомных нарушений до контрольного уровня, а потом наблюдалась волнообразная кинетика мутагенеза, выражающаяся в том, что частота мутаций в отдельных популяциях то возрастало, то вновь снижалось до контрольных значений, а также возрастание в популяциях растений-анеуплоидов (гиперплоидов) и появление добавочных хромосом (Дмитриева и др., 1999). Работ по изучению отдаленных цитогенетических последствий воздействия радиоактивного загрязнения на семенное потомство дуба черешчатого в исследованной нами литературе не обнаружено, хотя данная проблема имеет огромное значение для проведения лесовосстановительных работ с использованием желудей, собранных с ранее загрязненных территорий, а также для адекватной оценки данных цигогенетического мониторинга территорий, подвергшихся воздействию радиоактивных выбросов в результате Чернобыльской катастрофы, с использованием в качестве тест-объекта семенного потомства дуба черешчатого.
В результате проведенных исследований в районе населенного пункта Старый Курлак Воронежской области, подвергшегося в 1986 году радиоактивному загрязнению, было показано, что митотическая активность у семенного потомства варьировала по годам (рис. 25). Несмотря на снижение митотической активности при сравнении данных
1996 и 1998 годов, которое можно связать с уменьшением содержания в почве Cs-137, нельзя говорить о существовании зависимости между указанными параметрами, т.к. в
1997 году на опытной территории Кушелево митотический индекс возрастал до 15,2±1,4 %, хотя статистически недостоверно по сравнению с контролем (13,5±1,6 %) и 1996 годом (13,8±0,7 %), и не наблюдалось корреляционной зависимости между митотическим индексом на опытных площадях и содержанием Cs-137 в почве. В 1998 году на всех опытных территориях происходило достоверное снижение митотического индекса по сравнению с контролем и предыдущими годами (Р 0,05). Однако этот процесс нельзя рассматривать как депрессию митотической активности, т.к. уменьшение митотического индекса находилось в пределах колебания данного признака в норме. Скорее всего, в этот год происходил сдвиг пика митотической активности. Как указывалось выше,
Похожие диссертации на Цитогенетический мониторинг загрязнения окружающей среды с использованием растительных тест-объектов
