V Международная студенческая научная конференция Студенческий научный форум - 2013

 

ВВЕДЕНИЕ

Экологические проблемы, связанные с созданием зон повышенного риска, к которым относится и 30-километровая зона Волгодонской АЭС, остаются актуальными и требуют разработки недорогостоящих и адекватных тестов для оценки степени генетической опасности окружающей среды.

В настоящее время отмечается глобальное загрязнение окружающей среды техногенными продуктами, которые, обладая повышенной мутагенной активностью, несут в себе опасность воздействия на генетический аппарат живых существ.

Несмотря на быстроту и точность физико-химических исследований, нельзя оценить полностью эффекты и последствия влияния загрязнений на биоту.

С подобного рода трудностями справляются биоиндикаторы, тест-системы и тест-объекты, которые оценивают интегральный эффект воздействия, что позволяет выявить и оценить синергические эффекты.

Для выявления генетической активности и факторов в окружающей среде разработаны методы цитогенетического мониторинга.

В связи с этим целью данной работы была оценка генотоксичности состояния окружающей среды 30-километровой зоны Волгодонской АЭС с использованием корневой меристемы лука (Аllium сера).

Для решения поставленной цели были сформулированы следующие задачи:

-ознакомиться с методами цитогенетического мониторинга.

-осуществить анализ уровня аберраций хромосом в корневой меристеме лука, пророщенного в почве, взятой из 7 контрольных точек, расположенных в 30 - километровой зоне Волгодонской АЭС в 2009г. и сопоставить полученные результаты с результатами 2008г.

-осуществить сравнительный анализ спектра аберраций хромосом в исследуемых точках

1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ

1.1. Волгодонская АЭС как объект мониторинга

Волгодонская АЭС расположена в Ростовской области в 12 км от города Волгодонск на берегу Цимлянского водохранилища. Электрическая мощность действующего первого энергоблока составляет 1000 МВт, в 2010 году подключен к сети второй энергоблок станции, который в настоящее время постепенно выводится на проектную мощность. Волгодонская АЭС является одним из крупнейших предприятий энергетики Юга России, обеспечивающим около 15% годовой выработки электроэнергии в этом регионе. Электроэнергия Волгодонской АЭС передается потребителям по четырем линиям электропередачи напряжением 500 кВ на Шахты (Ростовская область), Тихорецк (Краснодарский край), Буденновск (Ставропольский край) и Южная (Волгоградская область). Выработка электроэнергии составляет свыше 25 млн кВт-час в сутки и около 8 миллиардов кВт-час в год. Коэффициент использования установленной мощности (КИУМ) составил 92,45%. С момента пуска (2001) выработала свыше 60 млрд кВт-час электроэнергии.

На станции установлен водо-водяной энергетический реактор корпусного типа ВВЭР-1000, один из самых безопасных и широко распространенных на большинстве атомных электростанций мира.

Федеральной целевой программой «Развитие атомного энергопромышленного комплекса России на 2007-2010 гг. и на перспективу до 2015 г.» было предусмотрено сооружение на Волгодонской АЭС еще двух энергоблоков с реакторами типа ВВЭР-1200 электрической мощностью не менее 1150 МВт. Общая установленная мощность станции должна составит 4340 МВт. При этом в дальнейшем для отвода тепла предполагается построить две градирни, что исключит необходимость использования для охлаждения воды из пруда-охладителя.

В июне 2009 года Ростехнадзор выдал лицензию на размещение третьего и четвёртого блоков АЭС. Получение лицензии означает, что на территории станции могут выполняться первоочередные работы подготовительного периода. В соответствии с «Решением Государственной корпорации по атомной энергии «Росатом» о конфигурации основного оборудования энергоблоков № 3, № 4 Ростовской АЭС», это будут серийные энергоблоки ВВЭР с реакторной установкой типа В-320. Согласно «Проекта схемы и программы развития Единой энергетической системы (ЕЭС) России на период 2010–2016 годы», подключение третьего энергоблока в сеть намечено на 2014 год, четвёртого — на 2015

Главной целью Волгодонской АЭС является обеспечение такого уровня безопасности атомной станции, при котором воздействие на окружающую среду не превышается установленных нормативов, а риск возникновения аварийных ситуаций сведен к минимуму.

В своей природоохранной деятельности Волгодонская АЭС руководствуется принципами:

-снижения воздействия атомной станции на окружающую среду до возможно низкого и практически достижимого уровня;

- рационального использования природных ресурсов;

-открытости и доступности информации о природоохранной деятельности атомной станции (Официальный сайт Волгодонской АЭС).

1.2. Биотестирование как метод оценки генотоксичности окружающей среды

Под биотестированием обычно понимают процедуру установления токсичности среды с помощью тест - объектов, сигнализирующих об опасности независимо от того, какие вещества и в каком сочетании вызывают изменения жизненно важных функций у тест – объектов.

Современный биомониторинг насчитывает несколько определений понятию «биотестирование». Биотестирование представляет собой методический прием, основанный на оценке действия фактора среды, в том числе токсического, на организм, его отдельную функцию или систему организмов (Методы биотестирования…, 1989). Согласно Морозовой (2001) биотестирорвание – это метод моделирования последствий воздействия фактора, обладающего общебиологическим действием на живое. Главная задача, решаемая биотестированием - это получение быстрого ответа - есть или отсутствует токсичность (Дятлов, 2000). Евгеньев (1999) под биотестированием понимает приемы исследования, при котором о качестве среды, факторах, действующих самостоятельно или в сочетании с другими, судят по выживаемости, состоянию и поведению специально помещенных в эту среду организмов – тест-объектов.

Тест-объекты должны отвечать следующим требованиям:

1. Высокая чувствительность к воздействиям даже малых доз мутагена.

2. Быстрота и экономичность методов тестирования.

3. Воспроизводимость (возможность получения аналогичных

результатов на этой же тест-системе).

4. Чувствительность не только к мутагенам, но и к их метаболитам.

5. Возможность экстраполировать данные, полученные при исследованиях in vitro на условия in vivo (Чупис и др., 2008).

В роли тест – объектов выступают организмы, используемые при оценке токсичности химических веществ, природных и сточных вод, почв, донных отложений, кормов и др. Тест - объекты, по определению Л.П.Брагинского - "датчики" сигнальной информации о токсичности среды и заменители сложных химических анализов, позволяющие оперативно констатировать факт токсичности (ядовитости, вредности) среды. К таким чувствительным объектам относятся лишайники, мхи, почвенные и водные микроорганизмы (водоросли, бактерии, микрогрибы). В роли тест-объектов могут быть использованы пыльца растений, хвоя сосны обыкновенной и др.

Среди животных также выделяются группы организмов, положительно или отрицательно реагирующие на различные формы антропогенной трансформации среды (ракообразные, хирономиды, моллюски, личинки ручейников, поденок, веснянок и др.).

Преимуществом методов биотестирования перед физико-химическими методами является интегральный характер ответных реакций организмов, которые:

скорость происходящих в окружающей среде изменений;

- ука - суммируют все без исключения биологически важные данные об окружающей среде и отражают ее состояние в целом;

- выявляют наличие в окружающей природной среде комплекса загрязнителей;

- в условиях хронической антропогенной нагрузки биоиндикаторы могут реагировать на очень слабые воздействия в силу аккумуляции дозы;

- фиксируют зывают пути и места скоплений различного рода загрязнений в экологических системах и возможные пути попадания этих веществ в организм человека;

Биотестирование широко применяют для оценки качества водных образцов. Природные воды являются весьма специфической средой, в которой состояние токсикантов и проявление их химических свойств и биологической активности существенно отличается от более простых экспериментальных моделей, на которых обычно проводятся лабораторные исследования их химических, биологических, токсических и других свойств. Нормальная жизнедеятельность гидробионтов, а, следовательно, и уровень их устойчивости к различным повреждающим агентам, в частности, к токсическим веществам, а также степень токсичности различных групп веществ в значительной степени определяются такими абиотическими факторами водной среды, как: минерализация, жесткость, pH, соотношение ионов, наличие комплексонов, содержание кислорода, температура и т.д. (Экологический мониторинг, 2005). Устойчивость к воздействию токсикантов у организмов в разных зонах и регионах существенно различаются, что связано, прежде всего, с климатическими особенностями, гидрохимическим режимом, способностью к самоочищению (Довгалюк и др., 2001).

Обычно при определении токсичности водной среды используют батареи тест-организмов, включающие представителей разных систематических групп. Отдельно выполняются исследования цитотоксичности и генотоксичности на клеточном уровне. Как правило, современный комплексный подход к биотестированию предполагает оценку как общей токсичности с использованием представителей растений, беспозвоночных и позвоночных животных, так и цитотоксичности (по ядрышковому биомаркеру) и генотоксичности (по микроядерному тесту) на клетках этих же организмов. Для определения острой и хронической токсичности химических препаратов используются представители беспозвоночных животных с высокочувствительной реакцией на внешнее загрязнение - цериодафния или дафния и гидра, представители позвоночных - рыбы, а также некоторые виды растений (лук, салат).

Методы биотестирования позволяют диагностировать состояние экосистемы по откликам на стрессовое воздействие извне отдельных компонентов биоты. Экологическая диагностика на уровне биотестирования дает интегральную адекватную оценку качества среды обитания любой биологической популяции, включая человека. Биотесты могут быть рекомендованы для непрерывного экспресс-контроля состояния окружающей среды промышленных районов и природно-хозяйственных комплексов, контроля залповых вредных выбросов предприятий, для оценки эффективности применяемых методов детоксикации окружающей среды и работы очистных сооружений, а так же экологической паспортизации предприятий и отдельных районов (Richardson, 1996; Rathinam, Mohanan, 1996).

Методы биотестирования играют важнейшую роль в общей системе мониторинга генотоксичности окружающей среды. Использование методов биотестирования является обязательным при длительном комплексном мониторинге окружающей среды в районах с повышенной потенциальной генотоксической опасностью, например, в районах функционирующих атомных станций. В связи с этим разработка, совершенствование и внедрение методов биомониторинга в сеть контроля окружающей среды как отдельных ведомств, так и конкретных АЭС является актуальной задачей (Калаев, 2000).

Биотестирование не отменяет систему аналитических и аппаратурных методов контроля природной среды, а лишь дополняет ее качественно новыми биологическими показателями, так как с экологической точки зрения сами по себе результаты определения концентрации токсикантов имеют относительную ценность (Чупис и др., 2008). По мнению Брагинского (2001), использование биологических тест-систем позволяет определить изменения в экосистемах на очень ранней стадии, когда они еще не проявляются в виде морфологических и структурных изменений и их нельзя выявить другими методами. Это дает возможность предвидеть нарушения экосистемы и вовремя принять меры. Кроме того, состояние биоиндикаторов можно использовать как дополнительную информацию при оценке здоровья населения. По словам Дятлова (2000) кумулятивный эффект всего многообразия сочетаний различных воздействий возможно оценить лишь с помощью биотестирования.

Несмотря на некоторые недостатки биотестирования (трудностью учета адаптационно-приспособительных изменений тест-организмов; фазностью и сезонностью их реагирования, вызванной стимуляцией физиологических функций под воздействием малых концентраций загрязняющих веществ и их угнетением под воздействием больших концентраций; различием метаболизма водных растений и животных и др.) (Бутаев с соавт., 2002). Перспективность контроля антропогенного загрязнения природных вод с помощью биотестов обоснована многочисленными исследованиями, и в Российской Федерации с 1991 г. оно стало обязательным элементом экологического мониторинга (Правила охраны поверхностных вод…, 1991).

Известен пример биотестирования, основанный на использовании канареек для индикации появления рудничного газа в горных выработках горняками в средние века. Поведение птицы или ее гибель оповещали шахтеров о грозящей им опасности.

При проведении биологического тестирования на уровне организмов выбор биологических переменных предполагает, что отклик должен коррелировать с изменениями на экосистемном уровне. Выявить такую зависимость на практике достаточно сложно. Однако такие показатели организмов, как рост особей, их продуктивность, выживаемость, состояние органов дыхания, состава крови и плазмы, удается использовать для биологического тестирования состояния среды (Евгеньев, 1999).

Чувствительность отклика биотестов на содержание биологически активных веществ в испытуемой среде можно проиллюстрировать на примерах. Многие организмы способны аккумулировать (накапливать) химические загрязнители выше их естественного содержания в воде и почве без быстро проявляющихся нарушений. Такая способность тест-организмов оказалась полезной в качестве индикаторного признака загрязнения окружающей среды и используется для аккумулятивной биоиндикации. Этот прием биотестирования применяют при исследовании процессов миграции токсичных веществ в окружающей среде. В качестве тест-организмов выбирают те из них, которые имеют высокий коэффициент биологического накопления (КН) токсикантов из окружающей среды. Фитопланктон, например, имеет значение КН по тяжелым металлам от 102 до 104. Величина КН зависит от природных факторов.

Перечисленные методы не исчерпывают области применения биотестов для оценки загрязнения биосферы и прогноза влияния загрязнителей на живую природу. Несмотря на сложность выявления биологического отклика на воздействие внешних факторов, озабоченность состоянием экологии, очевидно, будет стимулировать дальнейшее развитие этих биоаналитических методов (Евгеньев, 1999).

Биотестирование, как правило, проводиться в стандартных, оптимальных для тест-объектов условиях, в частности при биотестировании, редко принимается во внимание температурный фактор, существенно влияющий на результаты биотестов (Кабиров и др., 1997). Так же не учитывается характер взаимодействия, так называемых, фоновых приоритетных загрязнителей. В условиях постоянной опасности возникновения техногенных катастроф важное значение имеет прогнозирование эффектов комбинированного действия.

В настоящее время состав природных вод водоемов в значительной степени формируется под влиянием антропогенной нагрузки. На дне аккумулируется большое количество загрязняющих веществ разной природы: тяжелых металлов, органических веществ, нефтепродуктов. Происходит накопление наносов донных отложений в местах стоков промышленных предприятий. Из загрязняющих веществ по объему поступления, прежде всего, заслуживают внимания тяжелые металлы, углеводороды нефти, полихлорированные бифенилы (ПХБ) и полиароматические углеводороды (ПАУ).

В отличие от органических загрязняющих веществ металлы практически вечны, так как они не разрушаются при воздействии природных факторов. Все тяжелые металлы обладают одним общим свойством: они могут быть биологически активными. Вследствие этого, попадая в результате антропогенной деятельности в окружающую среду в миграционно-активном состоянии, они включаются в той или иной степени в биологический круговорот, и при определенных биогеохимических условиях и концентрациях начинают оказывать токсическое действие на живые организмы (Довгалюк, 2001).

Донные отложения водоемов являются активными накопителями металлов (Beurskens, 1994). Благодаря сорбционным процессам происходит самоочищение водоемов от соединений тяжелых металлов. Однако в определенных условиях не исключены процессы десорбции металлов и их переход в растворенном состоянии в толщу воды, т.е. донные отложения превращаются в источники вторичного загрязнения водных объектов (Кабиров и др., 1997).

Биотестирование, как интегральный метод оценки токсичности водной среды, является необходимым дополнением к химическому анализу (Жмур, 2001). Биотестирование включено в стандарты по контролю качества вод различного назначения (Методическое руководство.., 1991).

Токсикант - фактор, работающий на энтропию, фактор разрушения живого. В экологической системе нарастает противодействие, стремящееся устранить энтропический фактор, и это создает ее особое свойство- буферность (Григорьев, 2004). Экосистема поглощает и перерабатывает токсикант в определенных пределах. Лишь когда этот потенциал сопротивления исчерпан, начинается собственно токсическое действие. Характеристика и качество выполнения биологического тестирования напрямую зависят от выбора трёх показателей:

1) тест-организмов;

2) условий проведения испытаний;

3) регистрируемых показателей.

В России при осуществлении государственного экотоксикологического контроля допускается использование только тех методик биотестирования, которые внесены в Государственный реестр.

Биотестирование пробпроводят, как правило, на нескольких тест-объектах, относящихся к разным систематическим группам животных организмов. Изпользование многокомпонентной тест-системы существенно повышает качество проводимых исследований воды и почвы (Кабиров и др., 1997)

Классическим объектом в качестве аналитического индикатора среди ветвистоусых рачков стала Daphnia magna Straus. Она, как тест-объект входит в большинство национальных и международных стандартов исследования качества воды (Baldwin et al., 1995). Для определения в воде неорганических ионов дафний используют с 40-50 годов.

Для тестирования вод природных водоемов главное требование -чувствительность тест-объектов к тем микроколичествам токсиканов, характерных для естественных вод (Жмур, 2001), в отличие от возвратных вод, где основное - оперативность теста. Исходя из того, что чувствительность к присутствию отдельных веществ у видов разной систематической принадлежности и трофического статуса не одинакова, при биотестировании используются реакции разного уровня: структурные (динамика численности, поведенческие и т.д.), функциональные (темп размножения и т.д.) (Щербань, 1992).

При выборе длительности опытов необходимо учитывать биологию тест-обьектов, характер действия исследуемого вещества, цель и задачи биотестирования. Наиболее часто используемые тесты по критериям выживаемости и плодовитости. Популяционный смысл критерия выживаемости: любая популяция неоднородна в отношении чувствительности к токсиканту, в ней есть особи резистентные и толерантные, и токсикант в плане дальнейшей судьбы популяции действует как фактор отбора. Одним из главных критериев благополучия, с точки зрения популяции, является соотношение между рождаемостью и смертностью. Учесть его в естественных условиях очень трудно, но оно отчетливо может быть охарактеризовано в опытах на синхронизированной тест-культуре беспозвоночных животных с коротким жизненным циклом. Отрезок времени наблюдения за ответной реакцией организма выбирается с учетом цели анализа (хронический эксперимент может продолжаться 40 -50 суток).

В острых опытах проявления токсического действия веществ существенно изменяются в течение 24, 48, 72, 96 и 120 час. Для простейших, в связи с их коротким жизненным циклом время экспозиции сокращается до часов в остром опыте и 24-48 часов в хроническом. Острые опыты рассчитаны на получение экспресс-информации о токсичности исследуемого вещества для данного тест-организма. Так, при наблюдении за динамикой гибели тест-культур (беспозвоночных, водорослей и др.) в острых опытах с тяжелыми металлами установлено (при температуре 25°С), что в первые сутки гибель незначительна, а максимум смертности достигается на 5 сутки. В других случаях максимум смертности, может быть достигнут за 3-ое суток. Не случайно при определении острой токсичности указывается, по крайней мере LC 5o48. В то же время не все тест-обьекты могут существовать in vitro 4-5 суток. Срок, который для достаточно долго живущих организмов (ветвистоусые, веслоногие, гаммариды, рыбы), может рассматриваться как время острого опыта, у тест-обьектов с очень коротким жизненным циклом (например, бактерии, простейшие, коловратки) может охватывать время жизни нескольких генераций (т.е. являются хроническим). Срок проявления эффективного действия разных токсикантов весьма различен. (Чупис, Лущай и др., 2008).

В литературе широко освещены результаты тестирования искусственно приготовленных растворов (тяжелые металлы, СПАВ и т.д.) известных концентраций. Интерпретация результатов тестирования природных вод, загрязненных многокомпонентными стоками, сложно перекомплексованными между собой и с природными компонентами, представляет собой задачу чрезвычайно сложную. Взаимосвязи между химико-аналитическими показателями токсичности вод и данными биотестирования сложны и теоретически не разработаны (Брагинский, 2000).

Малое воздействие может быть полностью перекрыто компенсационным ответом организма, и эффект в этом случае не выходит за значения нормы. При сублетальных воздействиях (что чаще всего и бывает в реальной ситуации водного объекта) накопление повреждений может и не превышать компенсаторный потенциал, причем, в этих условиях организм не только живет и размножается, но и получает стимуляцию. Периоды стимуляции и угнетения жизненных функций чередуются, представляя собой две фазы в динамике токсического воздействия на организм (Beurskens, 1994).

В токсикологических исследованиях, в частности при биотестировании, редко принимается во внимание температурный фактор, существенно влияющий на результаты биотестов (Брагинский, 2000). Критерии к выбору диапазона варьируемых температур основываются на представлении о том, что ферментные системы водных организмов наиболее активно функционируют и, соответственно, наиболее уязвимы для действия токсикантов, в пределах 18-25°С. Температура свертывания белка, как правило, ограничивает допустимый интервал изменения температуры. От температуры зависят скорость поступления и выделения токсиканта, реакции, вызывающие повреждения и процессы, определяющие обезвреживание ксенобиотиков, и процессы репарации. При повышении температур на 4-15°С различия в эффективности действия токсикантов могут выражаться резким возрастанием чувствительности гидробионтов к химическим агентам. В отличие от пойкилотермных организмов, беспозвоночные гидробионты физиологически открыты для доступа яда только в условиях оптимальных температур. При температуре ниже 15°С их ферментные системы угнетены, обмен с окружающей средой ослаблен, а присутствие токсикантов в среде для них не представляет серьезной угрозы (Брагинский, 1981, Григорьев, 2004).

Таким образом, сам факт токсичности вещества и высокая смертность, устанавливаемая в опытах, не является доказательством его популяционной опасности, а лишь предупреждает об угрозе токсического действия при оптимальных условиях. В лабораторных условиях, как правило, поддерживаются оптимальные температуры 18 —25°С, а эти температуры не типичны для естественных водоемов России, где даже летом вода не нагревается свыше 25°С или такая температура кратковременна (Морозова, 2001).

Итак, несмотря на большое количество физико-химических методов диагностики состояния окружающей среды вопрос об использовании методов биотестирования остается открытым и требует детального рассмотрения вопросов применения конкретных тест-систем к конкретным случаям. Как отмечает С.Е.Дятлов, синтез новых химических веществ и поступление их в гидросферу значительно опережает развитие и внедрение в практику аналитических методов их обнаружения. Каждый год синтезируется около 500 тыс. новых соединений и многие из них рано или поздно оказываются в воде. Методы биотестирования не только дешевле и оперативнее химического анализа, но и дают представление о реакции организмов и популяций на действие различных ксенобиотиков.

Из множества методов биотестирования был выбран метод цитогенетического анализа и мониторинга. Цель данного метода- обнаружение и регистрация возникающих цитогенных нарушений. В первую очередь хромосомных аномалий и контроль за их фенотипическим нарушением, а так же обнаружение мутаций в тест-системах. Цитогенетические методы контроля за происходящими изменениями окружающей среды позволяют оценить сочетания действий всех неблагоприятных факторов на живые организмы в зависимости от дозы и времени их воздействия. В последние годы использование растений в качестве биоиндикаторов широко распространено в различных областях мониторинга окружающей среды. Значимость исследования последствий антропогенной нагрузки на растительный компонент на разных уровнях его организации определяется тем, что растения играют первостепенную роль в обеспечении стабильности природных экосистем. Растения наиболее уязвимы, так как являются первичными звеньями природных трофических цепей. Они выполняют основную роль в поглощении разнообразных загрязнителей и постоянно подвергаются их действию из-за прикреленности к почве. Среди других тест - систем Allium cepa выступает в качестве примера растений, используемых в скрининге и мониторинге мутагенов.

1.3. Методы цитогенетики

В настоящее время разработаны относительно простые и высокочувствительные цитогенетические методы, основанные на оценке структурных и численных изменений хромосом, микроядерный тест, исследования активности ферментов, являющейся показателем экспрессии соответствующих генов. Дополнительно разрабатываются новые цитогенетические методы: использование ядрышковых характеристик в биотестировании, выявление изменений митотического аппарата. Эти подходы позволяют дать реальную оценку воздействия на окружающую среду, подвергшуюся всему спектру биологических изменений, что оказывается затруднительным при применении других подходов. Методы достаточно просты и недороги, пригодны для широкого использования (Захаров и др., 2000).

1.3.1. Методы учета хромосомных аберраций

Аберрации хромосом, возникающие в соматических клетках, - это результат повреждения хромосом на разных стадиях клеточного цикла.

Все аберрации хромосом можно подразделить на перестройки хромосомного и хроматидного типа. Классификация типов хромосомных и хроматидных аберраций представлена на рис. 1.1.

Классификация хромосомных аберраций

Рис. 1.1. Классификация аберраций хромосом

(Захаров А.Ф. и др ., 1982)

Фрагменты – отделившиеся участки хромосом или хроматид. В каждом случае возникает два типа фрагментов: центрические и ацентрические (участок хромосомы, не имеющий центромеры). Центрические фрагменты по существу являются делетированной хромосомой (или хроматидой) и поэтому при учете хромосомных аберраций принимают во внимание только ацентрические фрагменты.

Обменные перестройки – это аберрации, возникающие в результате обмена материалом между разными хромосомами или при перераспределении материала внутри одной хромосомы. В связи с этим обменные перестройки подразделяют на межхромосомные и внутрихромосомные.

Любой обмен (меж - или внутрихромосомный, симметричный или асимметричный, хромосомный или хроматидный) может быть реципрокным (полным), когда происходит соединение всех поврежденных участков друг с другом, или нереципрокным (неполным), при котором часть участков соединяется, а часть остается несоединенной с открытыми поврежденными участками. Например, при повреждении двух хромосом в случае асимметричного полного обмена образуется хромосомный дицентрик и один парный фрагмент, а в случае неполного обмена будет одна из двух комбинаций: либо дицентрик и два парных фрагмента, либо один парный фрагмент и две укороченные хромосомы (Бочков, 1972).

1.3.1.1. Учет хромосомных аберраций на стадии метафазы

На стадии метафазы наиболее полно удается провести количественный и качественный учет аберраций. Поэтому метафазный анализ является универсальным анализом, который следует использовать во всех случаях, когда возможно получение метафазных пластинок соответствующего качества.

Анализ и учет аберраций на стадии метафазы может осуществляться без кариотипирования или с кариотипированием. В последнем случае учет их, безусловно, точнее, но требует больше времени.

При оценке мутагенности факторов внешней среды достаточно учитывать хромосомные аберрации без кариотипирования.

Аберрации хроматидного типа представлены на рис.1.2.

1. Фрагменты (одиночные) могут располагаться рядом с поврежденной хромосомой или вдали от нее. Хроматидные фрагменты, малоудаленные от места повреждения, приходится довольно часто дифференцировать от так называемых ахроматических пробелов (как синонимы используются следующие названия: щели, бреши), представляющих собой неокрашенные участки хромосом. Абсолютных критериев для их отличия нет.

Рис.1.2. Аберрации хроматидного типа:

а - одиночные фрагменты; б – изохроматидные фрагменты; в – хроматидные обмены (слева симметричные, справа асимметричные).

2. Обмены хроматидного происхождения крайне многообразны. Они могут быть между хроматидами одной хромосомы (одного плеча или разных), двух и более хромосом. Кроме того, различают полные и неполны, симметричные и асимметричные обмены. Все это создает возможность образования большого числа форм обменов.

В большинстве случаев наиболее частыми формами обменов являются обмены между хроматидами двух хромосом, так называемые квадрирадиалы.

Варианты аберраций хромосомного типа представлены на рис.1.3.

Как и в случае аберраций хроматидного типа, можно различить две группы хромосомных аберраций: фрагменты и обмены.

1. Распознавание парных ацентрических фрагментов обычно не вызывает затруднений. Они могут быть очень маленькими, еле заметными и очень длинными палочкообразными структурами, лежащими, как правило, параллельно друг другу за счет притяжения сестринских хроматид. Иногда можно наблюдать очень длинные фрагменты, образовавшиеся за счет слияния ацентрических участков двух хромосом. Ацентрические фрагменты практически никогда не лежат рядом и на той же оси с фрагментрованной хромосомой.

Рис. 1.3. Аберрации хромосомного типа:

а - парный фрагмент; б – интерстициальная делеция;

в – ацентрические кольца; г – дицентрик с парным фрагментом;

д – центрическое кольцо (С - центромера );

е – симметричный обмен (атипичные хромосомы).

2. «Точковые» фрагменты (часто их называют интерстициальными

делециями) – парные округлые образования, без просвета в середине, интенсивно окрашенные, диаметром не менее, чем поперечник хроматиды.

3. Ацентрические кольца могут быть легко распознаны при их хорошем распластывании на стекле. Иногда они располагаются боком. В этих случаях для них характерны овальная структура и отсутствие просвета. Ацентрические кольца, как и «точковые» фрагменты, являются участком хромосомы из одного плеча. Таким образом, они относятся к группе обменов внутри одного плеча.

4. Кольцевые хромосомы (иногда их называют центрическими кольцами) являются замкнутыми структурами, включающими участки большей или меньшей величины из обоих плеч. Они относятся к группе внутрихромосомных обменов между двумя плечами.

5. Хромосомы, имеющие более одной центромеры (дицентрические, трицентрические и т.д .), легко распознаются без кариотипического анализа. Дицентрики, трицентрики и т.п. являются межхромосомными асимметричными транслокациями. При большом количестве повреждений в клетке могут встречаться дицентрики с «вставками» из других хромосом. Они распознаются по очень большой длине. Такие дицентрики по характеру перестройки (количеству разрывов эквивалентны трицентрикам.

6. Аномальные для данного кариотипа хромосомы (по длине или соотношению плеч) могут быть следствием перицентрической (захватывающей центромеру) инверсии, симметричной межхромосомной транслокации в случае обмена кусками неравной длины или делеции. Такие аберрации распознаются главным образом только при кариотипическом анализе.

Как особый тип хромосомных аберраций следует отдельно регистрировать случаи кольцевых хромосом, состоящих в сечении из одной хроматиды с двумя центромерами, расстояние между которыми по хроматиде соответствует половине длины окружности. Такие структуры возникают из обычных кольцевых хромосом, в которых произошел сестринский хроматидный обмен в последующем клеточном цикле (Калаев, 2000).

1.3.1.2. Учет хромосомных аберраций на стадии анафазы-телофазы

Изучение нарушений наследственного материала на стадии анафазы-телофазы проводится, как правило, или у объектов, у которых по ряду причин невозможен метафазный учет, или в случаях, когда требуется только приблизительная количественная оценка структурных мутаций и отставаний хромосом. Точность этого метода меньше, чем метафазного, поэтому он применяется реже. Достоинством метода можно считать его универсальность (он применим практически во всех случаях, когда есть митозы) и простоту приготовления препаратов. Последнее имеет особенно важное значение при работе с клетками животных. Анализ структурных мутаций на стадии анафазы - телофазы можно рекомендовать в качестве экспресс-метода при предварительной оценке мутагенного эффекта какого-либо агента.

Пригодными для учета хромосомных аберраций являются не очень ранние анафазы и ранние телофазы. Поскольку делящаяся клетка не всегда распластывается на препарате по продольной оси деления, тот при отборе клеток, пригодных для подсчета хромосомных аберраций, надо принимать во внимание расстояние между дочерними ядрами – оно должно быть не меньше размера одного из них.

При учете аберраций на стадии анафазы можно различить только отставший от полюсов хромосомный материал (ацентрические фрагменты и кольца, отставшие хромосомы) и мосты.

1. Ацентрические фрагменты и кольца могут быть одиночными и парными. Они располагаются между дочерними звездами или в стороне от них. Основная задача сводится к распознаванию одиночности или парности и к отличию их от отставших хромосом.

2. Мосты иногда разделяют на хромосомные и хроматидные. Под хромосомным мостом понимают дицентрическую хромосому: он состоит из двух хроматид, чаще всего перекрещенных. Хроматидный мост – дицентрическая хроматида, поэтому он виден как одиночный. По «толщине» моста нельзя судить о его хромосомном или хроматидном характере.

3. Отставшие хромосомы или хроматиды чаще всего распознаются

легко, так как в них можно видеть центромеру либо неоднородность структуры, что нехарактерно для фрагментов. Наибольшие трудности возникают при необходимости отличить отставшую метацентрическую хроматиду от акроцентрической хромосомы. Вместе с тем ответ на этот вопрос очень важен, потому что в результате отставания хромосомы образуются две гипоплоидные клетки, а в результате отставания хроматиды – одна гипоплоидная и одна нормальная клетка.

Абсолютного стандарта для учета аберраций и для представления полученных результатов быть не может. На практике встречаются сочетания разных типов аберраций в одной и той же клетке. Теоретически можно ожидать любые сочетания аберраций. Основой этого является асинхронность редупликации наследственного материала.

Для большинства исследований можно рекомендовать следующее:

1) важным условием при оценке типов (спектра и частоты хромосомных аберраций) является проведение их учета в первом после действия мутагена клеточном делении. Это связано с тем, что значительная часть аберраций и аберрантных клеток элиминируется после первого деления или приобретает другой вид, хотя некоторые хромосомный аберрации, которые наблюдаются на стадии анафазы-телофазы в виде мостов, могут сохраняться в течение 12 – 15 митотических циклов (Мачс, 1996).

2) не проводить анализ перестроек при наложении клеток и при нарушении целостности их оболочки;

3) принимать во внимание все типы морфологических изменений, учет которых возможен при данной методике;

4) анализировать изменения поклеточно, т.е. регистрировать в протоколе опытов сочетаемость аберраций, встреченных в каждой клетке;

5) клетки, в которых не удается определить тип аберрации, нужно относить к классу клеток с неразобранными аберрациями; их учитывают только в подсчете общего количества аберрантных клеток;

6) быть крайне осторожным при объединениях любого рода (например, данных по отдельным повторностям и данных аналогичных опытов, по точечным фрагментам и кольцам, по дицентрикам и сопутствующим ацентрикам и т. д.). Если правомочность какого-то объединения доказана для некоторого объекта или определенных условий, то для других объектов и условий она должна специально проверяться;

7) при представлении данных в статье необходимо указывать число обследованных особей (или повторностей опыта), число проанализированных клеток, число каждого из учитываемых типов аберраций, типы аберрантных клеток и их частоту, число анеуплоидных клеток.

Для точной идентификации хромосомных аберраций необходимо знать структуру кариотипа изучаемого вида растений или животных в норме.

1.3.2. Микроядерный тест

Микроядра – внутриклеточные хроматиновые образования, имеющие собственную оболочку и обособленные от ядра. Под микроскопом микроядра представляют собой овальные, округлые либо имеющие форму полумесяца образования с ровными краями.

Микроядерный тест довольно широко применяется для оценки действия загрязнителей среды на живые организмы. Анализ микроядер используется для выявления цитогенетических аномалий в соматических клетках лиц, подвергшихся по роду работы воздействию различных агентов или ионизирующему облучению, а также подвергшихся медикаментозному лечению, вакцинации, у больных инфекционными заболеваниями и при некоторых генетических болезнях.

Возникновение микроядер может индуцироваться мутагенами различной природы: физическими (α-, γ-, УФ – излучения, рентгеновские лучи, гипо- и гипертермия); химическими (бензол, бензапирен, выхлопные газы, колхицин, колцемид и др., более 40 веществ); биологическими (вирус полиомиелита, кори). Быстрораспадающиеся вещества не способны индуцировать микроядра, так как для этого требуется длительное воздействие мутагена на ядерные и митотические структуры клетки.

Наибольший интерес представляет проведение микроядерного теста в эпителиоцитах слизистой оболочки ротовой полости человека в связи с отсутствием необходимости в специальном лабораторном оборудовании для культивирования клеток, а также в связи со сравнительной простотой, быстротой и дешевизной анализа. Кроме того, буккальный эпителий является своеобразным «зеркалом», отражающим состояние всего организма, получающего ксенобиотики либо через ротовую полость, либо ингаляционно. Поэтому результаты микроядерного теста в клетках данного типа могут служить показателем действия на организм вдыхаемых и поступающих с пищей мутагенов, вызывающих численные и структурные аберрации хромосом и приводящие к образованию микроядер.

Повышенный уровень микроядер в клетках слизистого эпителия полости рта может служить своеобразным «дозиметром» различных патологических состояний организма (аллергозы, паразитарные инвазии, некоторые генетические болезни), косвенно указывая на состояние иммунной системы организма(Сычева, 1995).

Однако целесообразно использовать данный тест совместно с другими, так как микроядерный тест не позволяет точно установить тип хромосомных аберраций и идентифицировать хромосомы, в которых они произошли. Рекомендуется использовать микроядерный тест как основной метод исследования на млекопитающих in vivo в системе краткосрочных тестов выявления канцерогенов, а дополнительнодля уточнения - метафазный метод учета хромосомных аберраций.

1.3.3. Использование ядрышковых характеристик в биотестировании

Ядрышко представляет собой специфическую область ядра, где происходит образование рРНК и сборка рибосом.

В соответствии с современной терминологией, принятой на Восьмом Европейском рабочем совещании по ядрышку, основными структурными компонентами ядрышка являются фибриллярные центры, фибриллярный компонент, гранулярный компонент, ядрышковые вакуоли, около- и внутриядрышковый хроматин.

Согласно общепринятой точке зрения, ядрышко является органеллой, структура и функционирование которой непосредственно связаны с важнейшими молекулярно-генетическими процессами в клетке и объективно отражают уровень метаболизма клетки в целом. Структурная организация ядрышка тесно связана с его функциональной активностью, то есть уровнем синтеза рибосомной РНК, скоростью процессинга и выхода зрелых субъединиц рибосом из ядрышка в нуклеолоплазму.

На основании различной степени выраженности структурных компонентов ядрышка, их размеров, формы и пространственного расположения Челидзе и Зацепина разработали морфофункциональную классификацию ядрышек. Ими было выделено девять основных морфологических типов ядрышек: компактные, нуклеолонемные, ядрышки типа кора-сердцевина, ретикулярные, вакуолизированные, кольцевидные, сегрегированные, плотные фибриллярные и свободные фибриллярные центры. Кроме того, во многих клетках обнаруживаются ядрышки переходных форм (например, компактно-нуклеолонемные, ретикулярно-вакуолизированные и др.).

Преобладание в спектре ядрышек определенного типа может свидетельствовать о степени стрессового воздействия. Так, при загрязнении окружающей среды происходит увеличение доли высокоактивных ядрышек и уменьшение долей малоактивных и умеренноактивных ядрышек.

При сильном стрессовом воздействии происходит ингибирование синтеза рРНК, и в спектре преобладают малоактивные ядрышки.

Наряду с качественными характеристиками ядрышек в биоиндикации широко применяются и количественные характеристики. Количество ядрышек в ядре определяется в первую очередь активностью и числом ядрышковых организаторов, которые чаще всего лежат в районах вторичных перетяжек хромосом. Под воздействием стрессовых факторов среды может происходить изменение числа ядрышек за счет их слияния или за счет изменения количества рибосомальных генов вследствие делеций, дупликаций или амплификаций. Изменение количества ядрышек является наиболее чувствительным и информативным критерием цитогенетического мониторинга, проводимого на организмах - биоиндикаторах с большим числом ядрышек в клетках (Архипчук, 1995).

В норме ядрышко исчезает в поздней профазе и восстанавливается в телофазе митоза. В условиях стрессового воздействия возможно появление остаточного ядрышка на стадии метафазы, анафазы, телофазы митоза. Подобное явление свидетельствует о специфическом пуфинге хромосом, отражающем состояние транскрипционной активности их ядрышкообразующих районов. Остаточные ядрышки описаны в клетках животных и растений при лучевом воздействии, вирусной инфекции, под влиянием химических препаратов. Этот показатель менее чувствителен, чем изменение размеров ядрышек и их числа, однако более чувствителен, чем показатель частоты патологических митозов.

Необходимо отметить, что использовать показатель встречаемости остаточных ядрышек на стадии метафазы, анафазы, телофазы митоза нужно с большой осторожностью, так как у некоторых видов ядрышко в митозе в норме не исчезает, и данный признак используется в таксономии.

При значительных стрессовых воздействиях возможно появление остаточного ядрышка в цитоплазме интерфазных клеток (Соболь, 2001).

1.3.4. Исследование активности пироксидазы в тканях как метод

Экологическое нормирование антропогенных нагрузок на природные экосистемы можно и научно целесообразнее проводить по автотрофному компоненту. За биохимическими и физиологическими реакциями растений на антропогенные стрессы можно следить по изменениям активности определенных ферментов, этот принцип положен в основу ферментных методов мониторинга окружающей среды. Следует учесть, что воздействие стрессоров на ферменты многообразно по своей природе. Наряду с определением суммарной активности фермента для получения более подробной и глубокой по содержанию информации следует изучать множественные формы (изоферменты) исследуемого белка. Изоформы фермента кодируются одним геном, изменения в молекуле белка происходят за счет посттрансляционной модификации. Изоферменты кодируются разными генами, отличаются по аминокислотному составу.

Гемсодержащие белки и ферменты – гемоглобины, цитохромы, пероксидазы и каталазы играют важную роль в функционировании ферментных систем организма. Общее свойство этих белков – наличие в активном центре железопорфиринового компонента.

Оптическая спектрофотометрия является одним из самых эффективных методов изучения растворов гемопротеидов и других белков. Структуру биологических веществ и систем исследуют методом молекулярного спектрального анализа, который базируется на получении спектров поглощения исследуемых образцов, анализе изменений оптической плотности препарата при заданной длине волны и т.д.

Регистрацию оптических характеристик изучаемых объектов осуществляют с помощью с помощью специальных спектральных приборов. В биологических исследованиях чаще всего применяют фотоэлектрические приборы - спектрометры, фотоэлектроколориметры и спектрофотометры (Экологический мониторинг, 1995).

2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ

2.1. Объект исследования

В качестве основного метода для оценки генотоксичности почвы, образцы которой были отобраны в реперных точках 30-километровой зоны Волгодонской АЭС, был применен метод биотестирования, позволяющий фиксировать изменения на генетическом уровне, происходящие в выбранном тест-объекте (Allium cepa).

Метод биотестирования основан на исследовании тест-объектов, специально помещенных в исследуемую среду (в данном случае, это почва, взятая в определенных точках 30-километровой зоны Волгодонской АЭС, где проводится постоянный мониторинг, обусловленный наличием потенциальной опасности повышения радиационного фона). Требования, предъявляемые тест-объектам в этом случае включают чувствительность отклика на содержание определенных компонентов в окружающей среде, высокий коэффициент биологического накопления (КН) токсикантов окружающей среды и т.д.

Квалификационная работа выполнена в рамках программы по мониторингу генотксичности окружающей среды в 30-километровой зоне Волгодонской АЭС, осуществляемой НИИ Биологии ЮФУ. Необходимость постоянного мониторинга генотоксичности окружающей среды в районе 30-километровой зоны АЭС обусловлена, в том числе, увеличением техногенной нагрузки, продолжающейся урбанизацией территории, требованиями обеспечения безопасности человека и природных экосистем в целом. В этом случае использование эффективных методов биотестирования с использованием растительных объектов является необходимым условием успешного мониторинга.

Генотоксичность почвы 30-километровой зоны Волгодонской АЭС была исследована с использованием Allium cepa (лук) в качестве тест-объекта.

Почва для проращивания лука была взята в разных точках 30-километровой зоны АЭС. Лук проращивали в исследуемой почве, в чашках Петри. Всего было исследовано 7 проб почв, взятой в семи разных точек 30 –километровой зоны АЭС.

В качестве контроля была использована дистиллированная вода и почва, взятая в западном микрорайоне г. Ростова-на-Дону (вблизи НИИ Биологии ЮФУ). На одну чашку Петри брали 20 г почвы и 20 мл дистиллированной воды. Проращивание продолжалось 3-4 дня до достижения длины корешков 1,5-2 см. Далее корешки промывали дистиллированной водой и фиксировали в ацетоалкоголе (уксусная кислота и этанол в соотношении 1:3) 24 часа с последующим окрашиванием орсеином не менее 3 суток. В данной работе использовались луковицы размером 1,5-2 см в диаметре, поскольку такие размеры более эффективны для экспериментов со многими повторениями.

Оптимальная длина корневого прорастания Allium - около 2 см. Оптимальная длина для обработки - около 1.5 см. Время фиксирования корешков 24 часа в фиксаторе уксусная кислота с этанолом (3:1). Условия длительного хранения - в 70% спирте этаноле. Окрашивание производили орсеином 24 часа.

2.2. Точки отбора проб почвы

На рис. 2.1 представлена карта с указанием точек, в которых проводился отбор проб почвы для тестирования.

Рис. 2.1 – Точки отбора проб почв

Точка 1

Западнее х. Харсеев вдоль побережья 30 м, устье балки, 250 м южнее побережья. Лес тополево-ивовый с редкой порослью тростника, на поверхности листовой опад. Почва недоразвитая песчаная, гумусовая прослойка 1-2 см, дернина рыхлая, ниже мелкозернистый кварцевый песок аллювиального происхождения, либо пески неогена.

Точка 2

Расположена по дороге к базе отдыха Жемчужина Дона

Точка 3 Расположена на территории х. Минаев

Точка 4

К югу от ст. Жуковская, на повороте на с. Жуковскую по дороге в сторону Волгодонской АЭС 250 м, к северу дороги 150 м и в 200 м западнее АЭС. Равнина с уклоном в сторону залива ст. Жуковская 1-5?. Целина, выгон, типчаково-полынная степь. Почвы каштановые,солончаковые. Соленые.

Точка 5

К северу от ст. Подгоренская в 2 км, от поворота дороги Жуковская-Волгодонск и ВоАЭС 500 м по Аз 175, 50 м восточнее балки. Целина, выгон, полынно-типчяковая степь с мятликом. Почва темно-каштановая солонцеватая слаборазвеваемая тяжелосуглинистая на лессовидных тяжелых суглинках, красно-бурых и желто-бурых глинах.

Точка 6

В 100 м севернее с. Подгоренская и в 25 м западнее дороги на г. Волгодонск. Целина, полынно-типчаковая степь с мятликом. Выгон слабо сбитый. Почва каштановая солонцеватая тяжелосуглинистая на лессовидных породах.

Точка 7

От перекрестка на ст. Красноярскую под Волгодонском на юг по шоссе 7,5 км до поворота на юго-запад, от поворота дороги на запад 100 м и севернее дороги 50 м, западнее по дороге – мусороперерабатывающий завод. Склон южной экспозиции, южнее дороги балка, западнее участка – лощина, к северу – лесополоса и колония грачей. Целина, разнотравно-полынно-типчяковая степь, куртины ковыля, экспарцет, тысячелестник, чабрец. Почва от темно-каштановой к чернозему южному малогумусному солонцеватому тяжелосуглинистому на лессовидных породах. Возможно появление ветровой эрозии.

Почва была предоставлена Лабораторией ядерной физики ЮФУ для исследования её на генотоксичность биологическими тест-системами.

2.3 Анафазный метод учета хромосомных аберраций в клетках корневой меристемы лука (Allium cepa)

Зона активно делящихся клеток расположена на 2-4 мм выше корневого чехлика. Именно там обнаруживаются аберрации хромосом (одиночные, множественные фрагменты, хроматидные, хромосомные мосты, микроядра). После удаления корневого чехлика, первый мм – меристематический район, где идет митоз, 2-й мм – первое дочернее поколение меристематических клеток, где поломка хромосом приобретает форму микроядер в ранней профазе. Чтобы отсечь корневой кончик использовали 2 препаровальные иглы.

Отсекали последующие 4 мм ткани корня, предварительно сняв коревой чехлик, помещали в каплю молочной кислоты. Покровное стекло накладывали от края во избежание образования пузырей воздуха

Зафиксировав покровное стекло так, чтобы оно не смещалось, стирающим концом карандаша начинали процесс затирания - постукивание равномерно по всей поверхности покровного стекла до образования монослоя. Монослой равномерно распростертых корневых клеток облегчит процесс подсчета частоты аберраций.

Препарат можно зафиксировать:

Над горячей пластиной или спиртовой лампой нагревали экземпляр короткими занесениями на данный предмет, постоянно тестируя температуру ладонью, пока она не достигнет 80 градусов С. Затем переносили экземпляр на твердый предмет, накрывали фильтровальной бумагой и осторожно надавливали ладонью на покровное стекло. Так препарат может храниться в течение 2-3 дней.

Микроскопировали при увеличении 10х40. Подсчитывали количество нормальных и аберрантных анафаз и рассчитывали процент аберрантных клеток. Учёт аберраций хромосом в апексах корешков лука проводили на стадии анафаз.

В ходе анафазного анализа регистрировали следующие аберрации хромосом:

- одиночные хромосомные / хроматидные фрагменты;

- множественные фрагменты;

- хромосомные / хроматидные мосты;

- множественные аберрации

3. РЕЗУЛЬТАТЫ ИССЛЕДОВАНИЙ

3.1. Результаты цитогенетического анализа

В таблице 3.1. приведены результаты цитогенетического анализа корневой меристемы лука (Аllium сера) за 2008-2009 гг. Результаты, полученные нами в 2009г. были сопоставлены с результатами 2008 г. (таблица 3.1, рис. 3.2).

Как видно из таблицы 1 уровень аберраций хромосом в течение 2-х лет в контроле и реперных точках сохранялся приблизительно на одном и том же уровне. Достоверных отличий между результатами 2008 и 2009 гг. нами обнаружено не было. При этом обращает на себя внимание, что показатели контроля на почве, взятой в зеленой зоне, в два раза превышают показатели контроля на дистиллированной воде как в 2008, так и в 2009 г.

В течение 2-х лет образцы почвы, отобранные в точках 1 и 7, показывали повышенную генотоксичность и индуцировали перестройки хромосом в корневой меристеме лука, частота которых достоверно превышала контрольные показатели (в 4-6 раз).

Надо отметить, что точка 1, расположенная на побережье Цимлянского водохранилища, находится ближе всех прочих точек к Волгодонской АЭС. Но по данным лаборатории ЛЯФ ЮФУ уровень радиации в почве, взятой из этой точки, находится в пределах естественного фона (на глубине 1м – в 2008г. 13,5 мкр/ч, в 2009г.-13,6 мкр/ч; на глубине 2-3 см – 15 мкр/ч в 2008г. и 14,9 мкр/ч в 2009г). В данном случае нами анализируется способность различных образцов почвы индуцировать аберрации хромосом в корневой меристеме лука, а говоря о воздействии на почву различных факторов среды, мы имеем в виду воздействие недифференцированных факторов, а не какого-либо отдельного фактора.

Точка 7, пробы почвы из которой также показали достоверное увеличение частоты АХр, расположена в 7,5 км от перекрестка на ст. Красноярскую под Волгодонском, недалеко от мусороперерабатывающего завода. В 2009г. уровень АХр в клетках меристемы лука, выращенного на пробах почвы из точки 7, показал превышения значений АХр в контроле на дистиллированной воде в 4,67 раза (в 2008 г. это превышение составляло 4,5 раза), а на контрольной почве – в 2,4 раза (в 2008 г. – в 2 раза).

Таблица 3.1

Цитогенетические последствия в клетках корневой меристемы лука после проращивания его на почвах, отобранных в районе Волгодонской АЭС.

Вариант	Кол-во анафаз		Из низ с АХр		АХр(%)±m		МЭД мкр/ч
							1 м		2-3 см
	2008г.	2009г.	2008г.	2009г.	2008 г.	2009г.	2008 г.	2009г.	2008 г.	2009г.
Контроль (дист.вода)	496	496	4	4	0,8±0,39	0,8±0,39	-	-	-	-
Контрольная почва	494	496	8	8	1,6±0,56	1,6±0,56	14	14	13,5	13,5
Точка 1	470	466	24	22	5,1±1,01***	5,0±1,03	13,6	13,7	14,9	14,8
Точка 2	485	480	10	10	2,1±0,65	2,2±0,67	14,1	14,2	13,5	13,5
Точка 3	500	509	12	13	2,3±0,67	2,4±0,68	8,1	8,0	9,6	9,5
Точка 4	485	480	11	12	2,2±0,67	2,4±0,71	13,3	13,1	16,3	16,4
Точка 5	480	474	14	14	2,9±0,77*	3,0±0,8	13,6	13,7	15	15
Точка 6	480	475	15	15	3,1±0,79*	3,2±0,82	13,5	13,5	16,9	17,0
Точка 7	485	488	18	19	3,8±0,87***	4,0±0,91	16,3	16,4	14,2	14,2

Примечания: Достоверные отличия указаны по отношению к контролю (дист. воде и почве, взятой из зеленой зоны г. Ростова-на-Дону)

*достоверные отличия по сравнению с контролем при уровне значимости p

Код для цитирования: Скопировать