Курсова робота

Аналіз стерильності пилку досліджуваних видів в умовах урбоекосистеми.
Морфометричні показники пилкових зерен

Зміст

Вступ

І Розділ. Огляд літератури

Основні джерела і чинники забруднення міського середовища

Основні принципи біоіндикації

Використання рослин як індикаторів стану довкілля

Дослідження репродуктивних структур деревних рослин

ІІ Розділ. Методика та об’єкти досліджень

2.1. Об’єкти дослідження

2.2. Аналіз стерильності чоловічого гаметофіту ??? та морфометрія

пилкових зерен

ІІІ Розділ. Практична частина роботи

3.1. Аналіз стерильності пилку досліджуваних видів

в умовах урбоекосистеми

3.2. Морфометричні показники пилкових зерен

Висновки

Література

Вступ

У зв’язку з невпинним процесом урбанізації в останні роки особливо
гостро постала проблема оптимізації міського середовища. Територія міст
характеризується наявністю великої кількості джерел забруднення, їх
нерівномірним розташуванням, а також досить складним поширенням
забруднюючих речовин. До складу промислових та транспортних емісій
входить цілий ряд генетично активних сполук, що безпосередньо веде до
зростання мутагенної напруги на урбанізованих територіях.

Незважаючи на величезну деформаційну функцію у навколишньому
середовищі, біогеоценотичному покриві, і речовинно-енергетичному обміні
територій, місто ще не стало об’єктом екологічних спостережень [1,2].

Невід’ємною частиною біотичного блоку урбосистем є рослинні організми.
Велика площа контакту та інтенсивний газообмін з навколишнім середовищем
зумовлюють їх високу чутливість до дії різноманітних збурюючих факторів,
в тому числі і антропогенних.

Особливої уваги заслуговує проблема впливу антропогенних чинників на
спадковий аппарат та репродуктивну здатність рослин. Сьогодні не
викликає сумніву те, що репродуктивні структури, і насамперед чоловічий
гаметофім, є найбільш чутливими до дії токсичних інгрідієнтів [3].

Метою кваліфікаційної роботи – індикація стану навколишнього середовища
та урбанізованій території (в умовах урбосистеми м. Івано-Франківська)
та заміській зон, на основі використання стерильності пилкових зерен
рослин: тополі китайської (Populus Simonii); берези бородавчастої
(Betula verrucosa); каштана кінського (Castanea vulgaris lat.).

Розділ І

Огляд літератури

1.1. Основні джерела і чинники забруднення середовища

Ріст промисловості і зв’язане з ним утворення промислових і міських
агломерацій, розширення транспортного зв’язку і туризму в комплексі з
інтенсивними методами виробництва в сільському і міському господарстві –
все це привело до збільшення експлуатації природних ресурсів і до
суттєвого впливу на зовнішнє середовище. В теперішній час в сильно
усвоюваних ландшафтах майже не існує біоцепозів, котрі не зазнали б
впливу людини. Антропогенні компоненти середовища викликають більш або
менш сильне забруднення біологічних систем, котрі або пристосовуються до
нових умов, витримують їх або приречені на вимирання.

Відомо, що рівень забруднення атмосфери залежить від об’ємів
неконтрольованих промислових викидів у повітря. Це спричинюється
концентрацією промислових підприємств у містах забруднення повітря
спричинює зміну термічного режиму.

Потужним забруднювачем середовища є автотранспорт. Понад 40 % від
загальної кількості його викидів припадає на оксиди вуглецю і
вуглеводні, більш як 30 % це оксиди азоту. Частка викидів автотранспорту
в Івано-Франківську – 24 %.

Найбільшої шкоди природному середовищу завдала катастрофа на
Чорнобильській АЕС, що набула глобального характеру.

Внаслідок господарської діяльності зменшуються запаси та погіршується
якість підземних вод. Істотно змінилась якість грунтів; зменшилась
кількість гумусу, збільшилось забруднення, яке спричинене промисловими
викидами. Надходження азотних добрив з грунту у грунтові води і водойми
призводить до інтенсивного росту синьозелених водоростей, які роблять
воду непридатною для пиття. Нітрати у грунтових водах частково
перетворюються на нітрити, що особливо токсичні.

При переробці корисних копалин, хімізації сільського господарства
щорічно в атмосферу надходить велика кількість діоксиду сірки. Внаслідок
його окислення атмосферні опади стають кислими. Кислотні дощі згубно
впливають на стан здоров’я людей і тварин, пошкоджують рослини.

1.2. Основні принципи біоіндикації

Всі біологічні системи – організми, популяції та біоцепози – в ході
свого розвитку пристосувались до комплексу факторів певної території.
Вони заволоділи всередині біосфери певною областю, екологічною нішею, в
якій знаходять оптимальні умови існування і можуть нормально харчуватись
та розмножуватись. Кожен організм володіє в відношенні кожного діючого
на нього фактора генетично детермінованим, філогенетично набутим,
унікальним фізіологічним діапазоном толерантності, в межах якого цей
фактор є придатний для нього. Якщо фактор відрізняється надто низькою
або надто високою інтенсивністю, але ще не летальний, то організм
знаходиться в фізіологічному песимумі. В обстеженій області
інтенсивності фактора, особливо сприятливої для даної особи, організм
існує в умовах фізіологічного оптимума.

При широкій амплітуді толерантності організми називаються
еврипотентними, при вузькій – стенопотентними.

Будучи взаємозалежними, окремі фактори можуть до певної міри
взаємозамінятися. Різні сполучення факторів викликають схожі ефекти,
хоча їх повної взаємозаміни не відбувається. Тому в природі існує
відмінний по присутності і по розмірам від фізіологічних(потенціальних)
діапазонів толерантності екологічні діапазони присутності (екологічні
потенції), які відображають фактичну реакцію організму при дії всіх
факторів середовища. Фізіологічна толерантність і екологічна потенція
організму визначають його індикаторну цінність. В результаті кожна
біологічна система характеризує залежну від часу дію на неї факторів
середовища – природних, змінених людиною або антропогенних. Метод оцінки
біотичних і абіотичних факторів місцезнаходження за допомогою
біологічних систем часто називають біоіндикацією (лат.- indicare –
вказувати) [10,11].

В відповідності організми чи групи організмів, життєві функції яких
так тісно корегують з певними факторами середовища, що можуть
застосовуватися для їх оцінки, називаються біоіндикаторами.

Часто термін біоіндикації використовується виключно для залежної від
часу оцінки антропогенних або випробовуючих антропогенний вплив факторів
середовища на основі зміни кількісних характеристик біологічних об’єктів
і систем.

Антропогенні дії, з одної сторони, представляють собою нові параметри
середовища, а з другої – зумовлюють антропогенну модифікацію природних
факторів і тим самим зміну властивостей біологічної системи. Якщо ці
нові параметри значно відхиляються від відповідних початкових величин,
то можлива біоіндикація.

При біоіндикації зміни біологічної системи завжди залежать як від
антропогенних, так і від природних факторів середовища. Ця система
реагує на дію середовища в цілому в відповідності до своєї передумови,
тобто такими внутрішніми факторами, як умови харчування, ріст, генетична
стійкість і вже присутнє порушення.

Існують різні форми біоіндикації. Якщо дві одинакові реакції викликані
різними антропогенними факторами, то говорять про неспецифічну
біоіндикацію. Якщо ж ті чи інші зміни можна пов’язати тільки з одним
фактором, мова йде про специфічну біоіндикацію.

Якщо біоіндикатор реагує значним відхиленням життєвих показників від
норми, то він є чутливим біоіндикатором.

Акумулятивні біоіндикатори, накопичують антропогенну дію без швидких
проявів порушень. Таке значне накопичення, забруднення, поступово
перевищує нормальний рівень, частіше за все проходить на рівні
екофізіологічних або біоценотичних процесів.

В природі всі види біоіндикації включені в ланцюг послідовно
протікаючих реакцій і процесів. Якщо антропогенний фактор діє
безпосередньо на біологічний елемент, то мова йде про пряму
біоіндикацію. Але часто біоіндикація стає можливою лише після зміни
стану під впливом інших безпосередньо задіяних елементів. В цьому
випадку ми маємо справу з непрямою біоіндикацією і біоіндикатором. Часто
бажано завчасно виявити біологічну дію антропогенного фактору, для того
щоб при відомих умовах мати можливість впливати на цю дію. Присутність
дуже чутливих біоіндикаторів приводить до ранньої індикації, коли
реакція проявляється при мінімальних дозах за короткий проміжок часу і
проходить за короткий проміжок часу і проходить у місці дії фактору на
елементарні молекулярні і біохімічні процеси.

В залежності від часу розвитку біоіндикаційних реакцій можна виділити
шість різних типів чутливості.

І тип: біоіндикатор дає через певний час, на протязі якого він ніяк не
відповідав на дію (відсутність ефективного рівня), одноразову сильну
реакцію і втрачає чутливість (вище верхнього ефективного рівня).

ІІ тип: як і в першому випадку, реакція миттєва і сильна, але
продовжується деякий час після чого різко зникає

ІІІ тип: біоіндикатор реагує з моменту виявлення порушеної дії з
одинаковою інтенсивністю на протязі довгого проміжку часу.

IV тип: після миттєвої сильної реакції спостерігається її припинення,
спочатку швидке, потім більш повільне.

V тип: при появі порушеної дії починається реакція, яка стає все більш
інтенсивною, поки не досягне максимума, а потім поступово припиняється.

VI тип: реакція V-го типу багаторазово повторюється; виникає осциляція
біоіндикаторних параметрів.

Біоіндикація може використовуватися на різних рівнях організації живого
(макромолекула, клітина, орган, організм, популяція, біоцепоз). З
підвищенням рівня організації біологічних систем зростає і їх
складність, так як одночасно все більше ускладнюються їх взаємозв’язки з
факторами місцезнаходження. При цьому біоіндикація на нижчих рівнях
діалектично включається в біоіндикацію на вищих рівнях, виступаючи на
них в новій якості. В той час як на нижчих рівнях організації
біологічних систем переважають прямі і частіше специфічні види
біоіндикації на вищих рівнях панує непряма біоіндикація.

В зв’язку зі складністю біологічних систем нерідко буває можлива лише
неспецифічна біоіндикація. Однак саме тут відкриваються шляхи до
виявлення комплексних стресових дій і тим самим до оцінки допустимих
навантажень на складну екосистему. Інколи біоіндикаційні методи, які
легко використовуються на нижчих організаційних рівнях, так
ускладнюються в більш комплексних системах, що розрізнити вплив фактору
стає неможливим. З іншої сторони, біоіндикаторні ознаки, які виявляються
на вищому організаційному рівні, зв’язані з відповідними змінами на
попередніх рівнях. При пошуку можливостей ранньої біоіндикації слід
враховувати цю закономірність. В порівнянні з окремими організмами
екосистеми реагують на стресові впливи частіше всього з запізненням і в
сильно зміненій формі [10].

Зміна функцій окремих компонентів, зумовлена стресовим впливом, інколи
повністю або частково згладжується за рахунок других. Інколи стресові
навантаження на екосистеми можуть бути виявлені лише по вихівними ??? за
межі норми супутніми явищами.

В відповідності з організаційними рівнями біологічних систем можна
встановити різні рівні біоіндикації:

1-й рівень: біохімічні і фізіологічні реакції;

2-й рівень: анатомічні, морфологічні, біоритмічні

і поведінкові відхилення;

3-й рівень: флористичні і фауністичні зміни;

4-й рівень: ценотичні зміни;

5-й рівень: біогеоцепотичні зміни;

6-й рівень: зміна ландшафтів.

Основні принципи застосування біоіндикації.

Для біоіндикації властиві в основному два методи – пасивний і активний
моніторинг. В першому випадку у вільно живучих організмів вивчаються
видимі або невидимі пошкодження чи відхилення від норми, які є ознаками
стресового впливу. При активному моніторингу виявляють ті ж самі впливи
на тест-організмах, які знаходяться в стандартних умовах на
досліджуваній території.

При біоіндикації слід враховувати чотири основні вимоги:

Відносна швидкість проведення.

Одержання достатньо точних і відтворених результатів.

Присутність об’єктів, які застосовується в біоіндикації, по можливості в
великій кількості і з однорідними властивостями.

Діапазон похибки в порівнянні з іншими методами тестування не більше 20
% [11].

1.3. Використання рослин як індикаторів стану довкілля.

Динамічна рівновага і стабільність біологічних систем тісно пов’язані з
біоіндикацією на фізіолого-біохімічному рівні. Екосистеми часто досить
стабільні. При зміні факторів середовища або під впливом антропогенних
факторів, тобто при нагрузці вони можуть переходити в другі стабільні
стани. Організми також спроможні в певних межах видоспецифічно
адаптуватися до змінених умов існування.

На рівнях організмів і екосистем вплив стресорів можна розрізнити лише
завдяки появі зовнішніх симптомів пошкоджень, після того як перейдена
границя адаптаційної можливості і системи стають нестабільні. Наприклад,
за реакцією індикаторних рослин можна прослідкувати лише по виникненню
певного пошкодження. Однак якщо необхідно своєчасно відвернути
незворотні зміни стану, то рання діагностика порушень часто є
вирішальною.

На клітинному і субклітинному рівнях біоіндикації вплив стресорів
частіше скритий від спостереження, але його можна виміряти за допомогою
молекулярно-біологічних, біохімічних і фізіологічних методів [10,11].

Обмін речовин кожної живої клітини підпорядковується певним принципам,
підтримка яких є важливою умовою існування складних метаболічних
функцій.

Так як регуляція метаболізму ведеться за допомогою ферментів, то деякі
– найбільш чутливі з них, — можуть виявитися важливими для індикації
метаболічних порушень.

За допомогою різних механізмів стресори можуть впливати перш за все, як
на активність, так і на кількість ферментів.

Більша частина біохімічних реакцій проходить в просторі,обмеженому
мембранами. Ці біомембрани володіють вибірковою проникністю, зумовленою
їх будовою і складом, іонною природою і іншими хімічними властивостями.
Біомембрани здійснюють також направлений транспорт речовин всередині
клітини.

Щоб впливати фізіолого-біохімічні реакції, стресор в активній формі
повинен проникнути через ці структури. Це приводить до сильного
пошкодження мембран, що проявляється в їх підвищеній проникності. Зміна
властивостей біомембран викликає також порушення у вмісті неорганічних
іонів і низькомолекулярних речовин, які беруть участь в регуляції дії
ферментів. В результаті цього регуляція може бути значно порушена.

Зміна і руйнування хлоропластинних мембран, очевидно, є причиною
зниження фотосинтетичної активності, що спостерігається при впливі
стресорів. Фотосинтетична активність хлоропластів зв’язана з пігментами.
Інтактні хлоропласти, як і хлорофіл, що знаходиться в розчині, виявляють
флуорестенцію. Ця властивість хлорофілла була запропонована в якості
індикаторної ознаки порушень, що викликаються у рослин газодимовими
викидами, так як її розв’язують з первинними реакціями фотосинтезу [11].

Зміна в окрасці листків є найбільш характерною ознакою впливу на
рослини кислих газодимових викидів. В якості біоіндикаторної ознаки у
вищих рослин використовують зменшення вмісту хлорофілу під впливом
стресорів. При заміні хлорофілу феофітином зміна світлопоглинання може
використовуватися для оцінки порушень після вливу стресора.

При хронічному забрудненні зовнішнього середовища зміни хлорофілу не
зупиняються на стадії феофітину, а можуть доходити до повного порушення
пірольного кільця.

Таким чином, вміст хлорофілу залишається проблематичним, кількісним
показником стресового навантаження.

За біологічними і фізіологічними реакціями на антропогенні стресори
можна слідкувати по змінах активності деяких ферментів. Вони можуть
служити індикаторами метаболічних порушень. Слід врахувати, що вплив
стресорів на ферменти різний за своєю природою. У багатьох ферментів при
низьких концентраціях стресора періодично спостерігають стимуляцію
активності, а при підвищених концентраціях – її інгібіторні, при чому
чутливі і стійкі види рослин незначно відрізняються в цьому друг від
друга.

Шкідливі сполуки, що поглинаються організмом, можуть бути або
модифіковані в процесі обміну речовин, або включені в загальний
метаболізм. Але зазвичай більшість елементів шкідливих речовин придатні
для використання лише в невеликих кількостях і присутні в незабруднених
організмах лише в вигляді слідів.

Їх акумуляція вище нормального вмісту може бути використана в якості
індикаційної ознаки для визначення рівня стресового навантаження.

Зменшення вмісту розчинних білків після впливу якого-небудь стресору –
загальна індикаторна ознака. Причиною є зниження їх реситору і
підвищення розпаду до амінокислот.

Фізіологічні зміни, що викликані дією стресорів, відмічені і в
метаболізмі вуглеводів. При дії газодимових викидів підвищується вміст
глюкози і фруктози, що є механізмом самозахисту рослин. Також
встановлено, що з ростом забруднення газодимовими викидами проходить
значна зміна складу жирних кислот [10].

Морфологічні, біоритмічні і поведінкові відхилення від норми у рослин
під дією антропогенних стресорів.

Макроскопічні зміни.

Зміна окраски листків представляє собою в більшості випадків
неспецифічну реакцію на різні стресори.

Хлороз (бліда окраска листків між жилками); пожовтіння країв або певних
частин листків (наприклад, у листкових дерев під впливом хлоридів);
почервоніння; бура або бронзова окраска (у листкових дерев часто
початкова стадія важких некротичних пошкоджень); зміна окраски, при якій
листки мають вигляд просочених водою (часто – перші стадії некрозу,
схожі з обмороженнями).

Некрози – відмирання обмежених ділянок тканини – важливі симптоми
пошкоджень при індикації, інколи досить специфічні. Розрізняють:

точкові і плямисті некрози (відмирання листкової пластини між боковими
жилками першого порядку, часто при дії SO2);

краєві некрози;

верхівкові некрози (в особливості у однодольних і хвойних; характерні
темно бурі, різко обмежені некрози після дії SO 2 );

При розвитку некрозів спочатку спостерігаються зміни в окрасці. Після
відмирання клітин пошкоджені ділянки осідають, висихають і можуть за
рахунок дубильних речовин отримувати бурий колір (часто у дерев).

Некротичні плями часто мають темні краї, особливо у дводольних. Пізніше
в місці некрозу можуть появлятися розриви (головним чином в ніжних,
соковитих листків), схожі з пошкодженням градом. Некрози можуть також
пошкоджувати цілу бруньку.

Опадання листків (дефоліація) в більшості випадків спостерігається після
появи некрозів чи хлорозів. Прикладом служить завчасне опадання листків
у липи і кінського каштану під впливом солі, що використовується для
розтавання льоду. Дефоліація приводить до скорочення асиміляційної
площі, а як наслідок, до скорочення приросту, а інколи до передчасного
утворення нових пагонів.

Зміна розмірів органів у більшості випадків неспецифічна. Так, в межах
підприємств, які виробляють добрива, у сосен хвоя подовжується під дією
нітрату і вкорочується під дією SO2.

Аномальна конфігурація листків відмічена, наприклад, у листкових дерев
після радіоактивного опромінювання; в результаті локальних некрозів
виникає деформація, перетягування, викривлення листкової пластини і
пагонів, збільшення або зменшення в числі частин квітки, зміна статі і
інші аномалії розвитку під дією гормональних гербіцидів чи
радіоактивного опромінення.

Зміни приросту є неспецифічні, однак широко застосовуються при
індикації, так як є більш чутливими параметрами, ніж некрози.

Зміна плодовитості при дії антропогенних стресорів спостерігається у
багатьох рослин.

Макроскопічні зміни.

Зміна розмірів клітини. Прикладом служить зменшення клітин епідермісу
листків як реакція на газоподібне забруднення.

Зміна субклітинних структур, грануляція плазми і руйнування
хлоропластів у дерев пошкоджених SO2.

Плазмоліз. Відшаровування плазми від клітинної стінки, як наслідок дії
кислоти і SO2.

Зміна ступені ксероформізму листків як наслідок газоподібних викидів і
форма пристосування до них виражається в збільшенні густоти опушення,
товщини кутикули і листка, а також ступені сукулентності.

Зміна структури дкрквини: наприклад, зниження якості деревини в
результаті незначного її утворення літом і випадання річних кілець при
дії SO2.

Вплив стресорів на динаміку і характер поширення популяцій.

Антропогенні стресори можуть впливати на всі ознаки рослинних
популяцій. Найбільш чутливо реагує продуктивність. Вона може
багаторазово зрости в результаті послаблення конкуруючих видів.

Досить швидко змінюється також народжуваність і смертність, а в
результаті щільність популяції. У відповідь на антропогенні порушення
проходить розширення чи скорочення ареалу популяції. В крайньому випадку
це може привести до знищення популяції і до вимирання виду.

В основі вікової структури популяції, тобто процентної долі вікових
класів лежить динаміка народжуваності і смертності на протязі року і в
онтогенезі. При антропогенних порушеннях вікова структура є досить
стабільною.

Напрям, в якому змінюється вікова структура, залежить від дії стресорів
на продуктивність, смертність і продовжуваність окремих вікових стадій,
а також на різні способи розмноження. В результаті антропогенного
порушення популяції нерідко омолоджуються, так як смертність зростає, а
стадія розвитку вкорочується.

Дуже важливий для біоіндикації відбір стійких екотипів під дією
антропогенних стресорів, оскільки він торкає безпосередньо індикаторні
ознаки рослин.

Подібно до природно діючих стресорів антропогенні стресори також
приводять до зміни ареалів рослин. Навантаження на ландшафт, що зростає
у вигляді землеподілу, випасу, індустріалізації викликало скорочення
лісових площ, ареалів деревних порід і видів нижнього лісового ярусу.

Безлісі ландшафти сприяють міграції багаточисельних однолітніх та
багатолітніх рослин.

Оцінка реакції фітоценозів на антропогенні порушення.

Поведінка фітоценозів при антропогенних порушеннях залежить від
декількох факторів. Перш за все мова йде про специфічні структурні
ознаки і чутливість ценозу по відношенню до відповідного порушення. Дія
антропогенних порушень може бути виявлена на генотичному рівні шляхом
спостереження за:

матеріальним балансом (екофізіологічні параметри);

просторово-структурними параметрами і на популяційному рівні з
допомогою:

матеріального балансу???;

специфічних популяційних ознак.

Порушення депотичної структури, викликані антропогенними факторами,
зв’язаними з інтенсивністю виробництва, виражені і в зміні участі певних
екологічних груп.

Для характеристики поведінки видів чи їх популяцій при порушеннях
структури ценозу запропоновано використовувати наступні параметри
популяції, які називаються “життєві критерії”:

поява і проживання виду в певному місці в період дії порушення або ж
після нього;

досягнення репродуктивної стадії в певній ніші суспільства, що
розвивається;

час, необхідний для досягнення критичних життєвих стадій.[12]

Дослідження репродуктивних структур деревних рослин.

Одним із підходів в індикації мутагенної напруженості навколишнього
середовища є дослідження репродуктивних структур деревних порід (і,
насамперед, чоловічого гометофіту), які дуже чутливі до дії
забруднювачів. При цьому фінансуються кількість і характер аномальних
пилкових зерен, зміни морфогенезу і життєздатності пилку, зниження
репродуктивної здатності. Однією з обов’язкових умов при доборі рослин
індикаторів в цьому випадку має бути неможливість апоміктичного ???
способу формування насіння [7].

Більшість індукованих полютантами ??? мутацій є рецесивними і
проявляються в гаплоїдних пилкових клітинах чи зародках при
ембріональному розвитку насіння. Метод виконує роль своєрідного бар’єру
в передачі потомству деяких типів таких мутацій, в результаті чого
утворюється стерильний пилок і нежиттєздатне насіння. Тому найбільш
значними критеріями в оцінці дії техногенних забруднювачів є кількість
аномальних лістотичних ??? клітин і стерильність пилкових зерен. При
цьому всі види стерильності слід розглядати як еспетичну елімінацію, що
приводить до зниження генетичної різноманітності популяцій та порушення
внутрішньо- і міжпопуляційних відносин.

В умовах експерименту виявлена пряма залежність між дозою деяких
пестецидів та інших хімічних мутагентів і рівнем порушень в методі та
ембріогенезі, а також зворотня – між дозою та фертильністю і
життєздатністю пилку. В натуральних умовах встановлено зв’язок між
акумуляцією важких металів у квіткових бруньках, кількістю аберацій в
мейозі та стерильністю і діаметром пилку. Основні типи патології
мейотичного поділу – десинапсис, порушення розходженні упівалентів,
аномалії утворення веретена поділу. Наслідком цього є хромосомні мости,
нерівномірний розподіл хромосом та їх лізис [3].

В умовах забруднення довкілля поряд з підвищенням абортивності
спостерігається зниження життєздатності чоловічого гометофіту, що
проявляється в зменшенні ступеня проростання та пригніченні росту
пилкових трубок [8].

Таким чином на сьогоднішній день існує об’єктивна необхідність
створення системи біоіндикаторів та біомаркерів для визначення
інтенсивності мутагенного фону на урбанізованих територіях.

Розділ 2

Методика та об’єкти досліджень

Дослідження проводились в межах урбоекосистеми м. Івано-Франківська,

Що є багатогалузевим, розвинутим промисловим центром. Його
індустріальний профіль визначають в основному галузі: машинобудування,
хімічна і деревообробна. Урбосистема займає площу 9282 га. Кількість
населення станом на 1998 р., становить 252 тисячі осіб. В зоні
компактної міської забудови виробнича територія складає 25 %, житлова –
60 %, комунальна – 15 %.

Місто розташоване в зоні передкарпатського крайового прогину на шести
надпойменних терасах на висоті 220 –320 м. Характер рельєфу рівнинний.
Клімат помірно-континентальний з великою кількістю опадів. Температурний
режим характеризується нестабільністю. Найчастіше реєструються два
взаємопротилежні напрями вітру: південно-східний і північно-західний,
останній є переважаючим і зумовлює перенесення основної маси повітряних
полютантів. Безвітряна або слабовітряна погода фіксується більш як 250
днів на рік, що сприяє виникненню температурних інверсій. Кліматологічні
дослідження, проведені на території урбосистеми [4], свідчать про
істотні відмінності міського мікроклімату від аналогічних загальних
параметрів. Поверхневі води міста представлені річками – Бистрицею
Солотвинською та Надвірнянською, озером штучного походження, а також
невеликими водоймами і струмками. Є два водоносних горизонти грунтових
вод, що живляться, головним чином, за рахунок атмосферних опадів, в
меншій мірі – за рахунок рік. В залежності від механічного складу, ???,
опідзоленості в межах міста ідентифіковано 17 грунтових
різноманітностей. Майже на всій території переважають грунти поширені
фрагментарно на північному-заході та заході грунтової карти і займають
невелику площу [5,6].

За даними обласного гідрометеоцентру в межах урбаністичного комплексу
розташовано близько 65 стаціонарних джерел забруднення. В загальній
кількості щорічно в атмосферу потрапляє близько 40 тисяч тонн токсичних
речовин.

2.1. Об’єкти досліджень.

Порядок Букоцвіті – Fugales

Родина Березові – Betulaccac

Рід Береза – Betula L.

Дерева або кущі, з одностатевими квітками. Листя з опдаючими
прилистками. Тичинкові та маточкові квітки зібрані в сережки. Тичинкові
квітки в приквіткових ???, на дуже коротких ніжках, прикриті лускою, з
двома приквітками та оцвітиною; листочків оцвітини один-два, нерівних,
вони зростаються з приквітком так, що оцвітина здається три,-
чотирилистковою. Тичинок дві, з роздвоєними пиляками. Маточкові квіти
без оцвітини, по три в пазухах приквіткових, два приквітки їх
зростаються з лусочкою, утворюючи трилопатеву луску, що опадає при
дозріванні. Маточка з двогніздою зав’яззю і двома нитковидними
приймочками. Плід – горішок, з широкими перетинчастими крилами.

Береза бородавчаста – B. verrucosa

Утворює чисті й мішані з іншими породами посадження. Росте звичайно в
Карпатах, Закарпатті і Прикарпатті, в Розточчі та Опіллі, на Поліссі і в
рн. частині Лісостепу.

Листки яйцевидні, з округленою основою, пилчасто-зубчасті, опушені,
інколи тільки по жилках. Молоді гілочки без смолистих бородавочок, густо
дрібноопушені, червоно-бурі. Кущ або дерево долом ???. Цвітіння квітень
– травень [14].

Порядок Вербоцвіті – Salicales

Родина Вербові – Salicaleac

Рід Тополя – Populus

Тополя китайська – P. Simonii.

Дерево, дводомне. Листки чергові, прості, з пролистками, що часом рано
опадають. Квітки в простих сережчастих суцвіттях, без оцвітини,
містяться в пазухах покривних листків. Тичинкова квітка має від двох до
40 тичинок, маточкова – одну маточку з двох плодолистків; зав’язь
верхня, одногнузда, насінних зачатків багато; плід – двостулкова
коробочка. Насіння дрібне, без ендосперму, з пучком волосків біля
основи. Цвіте рано, до розпускання листків або одночасно з ними.

Бальзамічні, або пахучі, тополі, до яких відноситься і тополя китайська
(P. Simonii), мають сіру кору, гладеньку, згодом трохи тріщинувату;
бруньки клейкі, дуже пахучі. Родом з Північної Америки [13].

Порядок Букоцвіті – Fagales

Родина Букові – Fagaceac

Рід Каштан – Castanea

Каштан Кінський – Castanea vulgaris lat.

Гілки простерті, молоді – опущені, червонувато бурі. Листки
широколапустні ???, шиловидно-загострені, по краю пластинчасто-зубчасті.
Суцвіття – вгору спрямовані, довгі сережки, що розвиваються після появи
листків. Тичинкові квітки з 5-6 роздільною оцвіткою, 10-20 тичинками і
рудиментом зав’язі, жовтуваті, зібрані 3-7-квітковими дихарями, що
сидять в пазухах приквітків. Маточкові квіти зеленуваті, здебільшого по
три (рідко по одній), оточені спільною обгорткою і розміщені або в
окремих сережках, або в нижній частині спільних сережок, оцвітина їх
п’яти-, шестилопатева. Обгортка при плодах шкіряста, шипувата, з
одним-трьома горіхами. Дерева заввишки 10 – 30 м. Цвітуть у квітні –
травні [14].

2.2. Аналіз стерильності чоловічого гометофіту
та морфометрія пилкових зерен.

З метою виявлення гометоцидного ефекту забруднювачів середовища, в
міських умовах, досліджували стерильність чоловічого гометофіту. Для
цього в період масового цвітіння з підвітряного боку дерева з нижнього
ярусу крони з однорічних пагонів відбирали квіткові суцвіття. Матеріал
фіксували в суміші абсолютного етилового спирту і льодяної оцтової
кислоти (3:1) при t = 0 — 4о С протягом 24 год. і для збереження
переносили в 80 % етиловий спирт. Кількість фертильних та стерильних
пилкових зерен визначали на тимчасових препаратах

За ацетокерамічним методом [14]. При цьому переглядали по 600 – 1000
зерен від однієї особини, або 3000 – 5000 на район дослідження. Для
зручності аналізу в кожному варіанті обчислювали коефіцієнти
стерильності за формулою:

Ксп = Срд (2.2.)

Ск

Де Ксп — коефіцієнт стерильності пилку;

Срд — стерильність пилку в районі дослідження;

Ск — стерильність пилку на контрольній території.

Вимірювання діаметру пилкових зерен проводили за допомогою
окуляр-мікрометра МОВ-1-15х (по 100 зерен від однієї рослини, 500 на
район дослідження). При цьому вивчали такі характеристики, як середня
величина пилкових зерен і рівень морфологічної різноякості пилку. Для
визначення останньої в кожному варіанті обчислювали відсоток дуже малих
і надто великих пилкових зерен, що відповідно, в 1,5 — 2 рази менші чи в
1,3 — 1,5 рази більші за середню контрольну величину.

Розділ 3. Практична частина.

У таблиці 3.1. підраховані та проаналізовані дані дослідження по
фертильності та стерильності пилкових зерен Берези бородавчастої (B.
Verrucosa), в умовах урбоекосистеми, біля автомагістралі; урбоекосистеми
в парку (парк ім. Т. Г. Шевченка), та заміська зона (с. Угринів) де
проводився контроль.

Найвищий показник абортивності пилку встановлено у центрі урбаністичного
утвору, де він становить 30,62± 0,22 при Р? 0,05. У парку даний відсоток
стерильності пилкових зерен становить 16,74± 0,09 при Р? 0,05, що у 1,8
рази менший ніж у центрі урбоекосистеми. Відсоток стерильності пилку у
заміській зоні, де проводився контроль становить 15,64± 0,29 при Р?±
0,05, а це у 2 рази менше ніж у центрі урбаністичного утвору і дорівнює
782 стерильним пилковим зернам від загальної кількості досліджуваних
(5000).

Отже чоловічий гометофіт Берези бородавчастої (B.verrucosa) є особливо
чутливий до дії екотоксикантів і може бути використаний для діагностики
ранніх генетичних порушень, спричинених техногенними впливами.

Результати аналізу рівня стерильності пилкових зерен досліджуваного виду
на території м. Івано-Франківська свідчать про значний гометоцидний
вплив навколишнього середовища.

У досліджуваних районах поряд із збільшенням відсотку стерильних
пилкових клітин спостерігались різноманітні їх аномалії: утворення
маленьких зморщень і гігантських стерильних зерен, відходження вмісту
пилкового зерна від оболонки.

У таблиці 3.2. підраховані та проаналізовані дані по фертильності та
стерильності пилкових зерен Каштана кінського (Castanea vulgaris lat.),
в умовах урбоекосистеми, біля автомагістралі; урбоекосистеми в парку
(парк ім. Т. Г. Шевченка); та заміська зона (с. Угринів),
де проводився контроль.

Найвищий показник абортивності пилку встановлено у центрі урбаністичного
утвору, де він становить 56,93±3,74 при Р? 0,05. У парку даний відсоток
стерильності пилкових зерен становить 30,67±0,18* при Р? 0,05, що у 1,9
рази менший ніж у центрі урбоекосистеми. Відсоток стерильності пилку у
заміській зоні де проводився контроль, становить 22,76±1,78 при Р? 0,05,
а це у 2,5 рази менше ніж у центрі урбаністичного утвору і дорівнює 1138
стерильним пилковим зернам від загальної кількості досліджуваних (5000).

Отже чоловічий гометофіт каштана кінського (Castanea vulgaris lat.) є
надзвичайно чутливий до дії екотоксикантів і може бути використаний для
діагностики ранніх генетичних порушень, спричинених техногенними
впливами.

Результати аналізу рівня стерильності пилкових зерен досліджуваного виду
на території урбоекосистеми м. Івано-Франківська свідчать про значний
гометоцидний вплив навколишнього середовища.

У досліджуваних районах поряд із збільшенням відсотку стерильних
пилкових клітин спостерігались різноманітні їх аномалії:

утворення маленьких зморщень;

утворення гігантських стерильних зерен;

відходження вмісту пилкового зерна від оболонки.

У таблиці 3.3. підраховані та проаналізовані дані по фертильності та
стерильності пилкових зерен Тополі китайської (P. Simonii), в умовах
урбоекосистеми , біля автомагістралі; урбоекосистеми в парку (парк ім.
Т. Г. Шевченка); та контроль, заміська зона (с. Угринів).

Найвищий показник абортивності пилку встановлено у центрі
урбаністичного утвору, де він становить 22,63±0,93* при Р?0,05. У парку
даний відсоток стерильності пилкових зерен становить 7,23±1,72 при Р?
0,05, що у 3,1 рази менший ніж у центрі урбоекосистеми. Відсоток
стерильності пилку у заміській зоні, де проводився контроль, становить
6,05±0,92 при Р? 0,05, а це у 3,7 рази менше ніж у центрі урбаністичного
утвору, і дорівнює 302 стерильним пилковим зернам від загальної
кількості досліджуваних (5000).

Отже чоловічий гометофіт Тополі китайської (P. simonii) є досить
чутливий до дії екотоксикантів і може бути використаний для діагностики
ранніх генетичних порушень, спричинених техногенними порушеннями.
Результати аналізу рівня стерильності пилкових зерен досліджуваного виду
на території урбоекосистеми м. Івано-Франківська свідчать про значний
гометоцидний вплив навколишнього середовища.

У досліджуваних районах поряд із збільшенням відсотку стерильних
пилкових клітин спостерігались різноманітні їх аномалії: утворення
маленьких зморщень і гігантських стерильних зерен, відходження вмісту
пилкового зерна від оболонки.

Отже, проаналізувавши та порівнявши результати проведених досліджень,
які описані в таблицях 3.1, 3.2 та 3.3, спостерігається зростання
показника абортивності пилку із збільшенням техногенного навантаження на
рослини та впливу інших шкідливих факторів зовнішнього середовища. Таким
чином, слід сказати, що каштан кінський є найбільш чутливою з
досліджуваних рослиною до впливу шкідливих факторів, з відсотком
стерильності пилкових зерен у центрі урбоекосистеми 56,93?3,74.

Таблиця 3.4.

Коефіцієнти стерильності пилку рослин-індикаторів

районах дослідження

Вид Райони досліджень

Урбоекосистема, біля автомагістралі Урбоекосистема,

в парку

Береза бородавчаста

Каштан кінський

Тополя китайська

1,96

2,5

3,74

1,07

1,35

1,2

Порівнявши коефіцієнт стерильності досліджуваних рослин індикаторів в
умовах урбоекосистеми біля автомагістралі, бачимо, що він є найменший
для Берези бородавчастої (Ксп = 1,96). У Каштана кінського коефіцієнт
стерильності складає 2,5, що у 1,3 рази більший ніж у берези
бородавчастої. Найвищий коефіцієнт стерильності у тополі китайської, що
складає 3,74, і який є у 1,9 рази більший ніж у берези бородавчастої і у
1,5 рази більший ніж у каштана кінського.

Порівнявши коефіцієнт стерильності в урбоекосистемі, біля
автомагістралі і в парку, наприклад для Тополі китайської, бачимо
тенденцію до різкого зниження коефіцієнту стерильності пилкових зерен у
парку, який у три рази менший ніж у центрі урбоекосистеми.

Отже дані таблиці 3.4. дають ще один доказ того, що із зменшенням
забруднення навколишнього середовища зменшується і відсоток стерильних
пилкових зерен.

3.2. Вплив несприятливих факторів урбанізованого середовища

на морфометричні показники пилкових зерен

Тополі китайської (P.simonii)

У досліджуваних районах поряд із збільшенням стерильності пилкових
клітин, спостерігаються різні їх аномалії: утворення зморщень,
гігантських стерильних зерен, відходження вмісту пилкового зерна від
оболонки.

Таблиця 3.5.

Діаметр пилкових зерен

Тополі китайської (P.simonii)

Райони дослідження

Урбоекосистема,

біля

автомагістралі

Урбоекосистема,

в парку

Контроль,

заміська зона

13,07 ± 0,72*

15,64 ± 0,68*

19,12 ± 0,45

*значення із статистично достовірними відмінностями від контролю (Р?
0,05).

Вимірювання діаметру пилкових зерен проводилось за допомогою
окуляр-мікрометра МОВ-1-15х. При цьому вивчались такі характеристики, як
середня величина пилкових зерен і рівень морфологічної різноякості
пилку.

Отримані дані (таб. 3.5) свідчать про зменшення діаметру пилкових зерен
та їх морфологічну різноякісність в урбанізованому середовищі.
Порівнявши отримані результати дослідження бачимо, що в урбоекосистемі,
біля автомагістралі, діаметр пилкових зерен менший у 1,5 рази, а в
урбоекосистемі, в парку, менший у 1,2 рази.

Таким чином, результатом порушення процесу формування чоловічого
гометофіту Тополі китайської (P.simonii) в умовах урбанізованого
середовища та техногенного забруднення є встановлене нами зменшення
розмірів пилкових зерен та їх морфометрична різноманітність.

Висновки

1. Отже, результати аналізу рівня стерильності пилкових зерен
досліджуваних видів на території міста Івано-Франківська свідчать про
значний гометоцидний вплив навколишнього середовища, що приводить до
зростання показника абортивності пилку.

2. Виходячи з даних, отриманих в таблиці 3.4, коефіцієнт стерильності
пилкових зерен рослин індикаторів в районах дослідження – є найбільший
для Тополі китайської (P.simonii), а це свідчить про високу чутливість
даної рослини до забруднення навколишнього середовища.

3. Отже, в результаті порушення процесу формування чоловічого
гометофіту тополі китайської (P.simonii) в умовах урбанізованого
середовища та техногенного забруднення є встановлене нами зменшення
розмірів пилкових зерен в діаметрі та їх морфометрична різноманітність.

4. Отже на сьогоднішній день існує об’єктивна необхідність створення
системи біоіндикаторів та біомаркерів для визначення інтенсивності
мутагенного фону на урбанізованих територіях. Тобто ми рекомендуємо
дослідження деревних видів і використання їх як біоіндикаторів стану
довкілля в урбоекосистемах.

Література

Голубець М.А., Козак І.І., Козловський М.П., Крок Б.О., Лісничий В.Є.
Урбаністичний комплекс.//Антропогенні зміни біогеоцепотичного покриву в
Карпатському регіоні. – К.: Наук.думка, 1994р.

Кучерявий В.П. Урбоекологія. – Львів: Світ, 1999. – 359 с.

Бессонова В.П. Состояние пыльцы как показатель загрязнения среды
тяжелыми металами// Экология. 1992. — № 4.

Шпарик Ю., Сірко М. Зміна зонального температурного режиму території під
впливом міської забудови Івано-Франківська// Нетрадиційні енергоресурси
та екологія України. К.: Манускрипт. – 1996.

Мельник О.Д., Пилипенко А.А., Крехтяк О.М. Вивчення забруднення грунтів
та атмосферних опадів в межах м.Івано-Франківська//Геологія України. –
К.: Манускрипт. – 1993.

Адаменко О., Булмасов В. та ін. Природні основи екологічного моніторингу
Карпатського регіону – К.: Манускрипт. – 1996. – 207 с.

Швадчак І.М. До питання про екологічний монітринг міста// Тези
доп.наук.-практ.конф. – Львів, — 1991.

Бессонова В.П., Лыженко И.И. Влияние загрязненной среды на прорастание и
физиологическое состояние пыльцы некоторых деревных растений//Ботан.
Журн. – 1991. – т.76, № 3.

Похожие записи