Влияние солей цинка и меди на головастиков бесхвостых земноводных

Влияние солей цинка и меди на головастиков бесхвостых земноводных

Министерство образования и науки Российской Федерации

Федеральное государственное бюджетное образовательное учреждение

высшего профессионального образования

Кубанский государственный университет

Кафедра зоологии

КУРСОВАЯ РАБОТА

ВЛИЯНИЕ СОЛЕЙ ЦИНКА И МЕДИ НА ГОЛОВАСТИКОВ БЕСХВОСТЫХ ЗЕМНОВОДНЫХ

Работу выполнила

Романенко О.В.

Краснодар 2014

Содержание

Введение

. Аналитический обзор

. Материал и методы исследования

. Влияние солей тяжелых металлов на головастиков бесхвостых земноводных

Заключение

Библиографический список

Введение

В последние десятилетия в России и многих других странах уделяется серьёзное внимание охране окружающей среды от самых различных загрязнений. Этот вопрос имеет очень большое значение для дальнейшего прогресса и нормальной жизни людей. В связи с тем, что масштабы производства и применения токсических веществ для борьбы с самыми различными вредными организмами расширяется и имеется тенденция к их еще большему использованию в сельском хозяйстве, промышленности и здравоохранении, возникает вопрос, насколько безопасно для человека, животных, растений внесение больших количеств химических соединений в почву, на растения и в организм домашних и диких животных [Мельников, 1974].

Для водных экосистем среди тестов экологически наиболее значимым является определение вредности загрязнителей для гамет и эмбрионально-личиночных стадий развития животных, как наиболее чувствительных к действию этих веществ. Важно учитывать как острое токсическое действие, вызывающее гибель, так и сублетальное, приводящее к различного рода генетическим эффектам в популяциях гидробионтов. Среди токсикантов одно из важных мест по своему отрицательному эффекту занимают тяжелые металлы - кадмий, медь, свинец, цинк и другие, выделяемые как приоритетные в экотоксикологических исследованиях.

Земноводные - одни из немногих консументов 2-3 порядков, имеющих большую плотность населения в антропогенных комплексах. Особенности биологии бесхвостых земноводных позволяют большинству из них выдерживать большие антропогенные нагрузки.

Характерные изменения, происходящие у амфибий в течение постэмбрионального развития, осуществляющегося путем метаморфоза, легко поддаются качественному и количественному определению. На воздействие различных токсических веществ личинки амфибий отвечают определенными морфологическими и физиологическими изменениями, ускорением или замедлением процессов метаморфоза [Дастюг, Сукнер, 1949].

Способность земноводных накапливать тяжёлые металлы в больших количествах делает их удобными индикаторами загрязнения окружающей среды этими элементами. При воздействии тяжелых металлов на самые ранние стадии эмбриогенеза отрицательные последствия воздействия могут проявляться как непосредственно на той стадии, на которой производится это воздействие, так и в более поздний период онтогенеза в виде тех или иных морфофизиологических нарушений у развившихся личинок. Оценка токсичности по возникновению патологических изменений у личинок является одним из наиболее чувствительных методов, такие изменения могут возникать при относительно невысоких концентрациях токсиканта. Такой метод оценки токсичности вещества имеет и большую экологическую значимость, позволяет не только установить степень загрязнения, но и прогнозировать его неблагоприятные воздействия.

Цель данной курсовой работы - в лабораторном эксперименте выяснить влияние солей цинка, а также смеси солей цинка и меди на головастиков озерной лягушки Pelophylax ridibundus и зеленой жабы Bufo viridis.

Задачи курсовой работы:

. Выяснить влияние сульфата цинка и смеси сульфатов цинка и меди на смертность головастиков земноводных.

. Сравнить влияние солей цинка и других тяжелых металлов на смертность головастиков земноводных.

. Выяснить влияние указанных солей на темп линейного роста и скорость достижения отдельных стадий развития головастиками озерной лягушки и зеленой жабы.

1. Аналитический обзор

Повсеместное загрязнение биосферы в результате хозяйственной деятельности человека изменяет условия для существования живых организмов, и в частности земноводных. В природе организмы испытывают комплексное влияние многих абиотических факторов, в том числе токсикантов, но почти всегда имеются один-два основных, определяющих возможность (или невозможность, стабильного существования вида в конкретных условиях [Пескова, 1997].

Влияние загрязнителей на ранние стадии развития земноводных изучали разные авторы. В литературе обычно сравнивается токсичность какого-либо одного загрязнителя для головастиков разных видов амфибий. Есть и другой подход - идет сравнительная оценка разных токсикантов для головастиков определенного вида земноводных.

Украинской оперативной группой по сокращающимся популяциям выявлены факты, оказывающие вредное воздействие на состояние популяций, главные из них - близость химических и металлургических заводов, отходы которых приводят к 100 %-ной гибели икры и к 70 %-ной гибели личинок; отмечается различная устойчивость разных видов амфибий к загрязнениям [Misyura, Poloz, Chernyshenko, 1998].

Достаточно давно ведутся исследования влияния таких загрязнителей как пестициды. Наиболее часто исследования по влиянию пестицидов различной природы на личинок амфибий ведутся на таких объектах, как травяная лягушка Rana temporaria, остромордая лягушка Rana arvalis, озерная лягушка Pelophylax ridibundus, серая жаба Bufo bufo. Так, отмечена большая чувствительность головастиков и травяной лягушки, и серой жабы к ДДТ, чем к дильдрину и 2,4 Д; гезагард действует на личинок травяной лягушки сильнее, чем миедзиан; ХОСпестицид p,p’-DDCN по сравнению с p,p’-ДДТ обладает малым повреждающим действием на головастиков травяной лягушки [Cooke, Zoro, 1975]; ДДТ оказывает наиболее высокий токсический эффект (в сравнении с севином и фентионом) на головастиков серой жабы в период их преметаморфоза; наиболее часто применяемые пестициды имеют разную токсичность для австралийских жаб рода Limnodynastes [Mann, Alexander, 1997]; инсектицид ГХЦГ (линдан) более токсичен для головастиков озерной лягушки, чем гербицид базагран [Жукова, Малахов, 1995; Жукова, Николаева, 1989].

Анализ работ, посвященных влиянию некоторых загрязнителей на личиночное развитие земноводных, показывает, что они выполнены на самых разных объектах (различных систематических и экологических групп), исследовано влияние очень разнородных веществ и в самых произвольных концентрациях. Оценивается токсичность также самыми разнообразными способами - процентом погибших головастиков, скоростью их гибели, количеством аномалий и уродств, продолжительностью периода метаморфоза выживших головастиков. В результате сравнивать полученные данные, сопоставить степень токсичности загрязнителей, толерантность отдельных видов довольно сложно и зачастую просто невозможно.

В литературе есть сведения о сравнительной чувствительности головастиков некоторых видов амфибий к токсикантам. Так, головастики шпорцевой лягушки Xenopus laevis по сравнению с головастиками травяной лягушки более чувствительны к пестициду тритоксу, но менее чувствительны к пестицидам карбатоксу и картапу. Для головастиков шпорцевой лягушки сублетальные концентрации нефти более высокие, чем для головастиков дальневосточной жерлянки. Головастики травяной лягушки более чувствительны к ДДТ, чем головастики серой жабы; в то же время к фенолу головастики травяной лягушки менее чувствительны [Кауфман, 1977], чем головастики остромордой [Бугаева, 1985]. Загрязненные свинцом поверхностные воды стрельбищ токсичнее для личинок американской болотной лягушки Rana palustris, чем для лягушки-быка [Effects of lead-contaminated..., 1997].

Сопоставление эмбриональной и личиночной смертности амфибий при воздействии одного и того же токсиканта, по литературным данным, свидетельствует, что эти показатели могут меняться различным образом. Так, к действию относительно низких концентраций ГХЦГ и базаграна икра озерной лягушки более устойчива, чем головастики [Жукова, Малахов,1995; Жукова, Николаева, 1989]. Личинки краснобрюхого тритона ближе к метаморфозу более чувствительны к гербициду пентахлорфенолу натрия, чем икринки и личинки в начальный период развития. Тяжелые металлы накапливаются в икре съедобной лягушки Rana esculenta, серой жабы Bufo bufo и краснобрюхой жерлянки Bombina bombina в меньшей степени, чем в личинках в начале их развития [Puky, Oertel, 1991].

Однако в литературе описано, что эмбрионы остромордой лягушки более, чем личинки, чувствительны к химическому загрязнению среды детергентами [Трубецкая, 1994] и ФОС пестицидами [Скрылева, Коннова, 1989]. У травяной лягушки чувствительность постэмбриональных стадий развития по сравнению с эмбриональными также ниже к фенолу [Кауфман, 1977] и к детергентам [Трубецкая, 1994].

Наконец, равная чувствительность икры и личинок у западно-американской жабы Bufo boreas отмечена при действии солей тяжелых металло; а также у узкоротой квакши Microhyla ornata, когда степень влияния ФОС пестицидов на икру и головастиков определяется дозой токсиканта, но не стадией развития животного.

Под влиянием фенола, сульфатов меди и натрия увеличивается, как правило, смертность в период личиночного развития остромордой лягушки. Кроме того, под влиянием исследованных веществ наблюдается выравнивание относительного прироста тела за время развития: за неделю до окончания метаморфоза крупные личинки из контроля останавливаются в росте, а животные из растворов химических веществ продолжают расти до метаморфического климакса. В растворах дозозависимым образом удлиняется период личиночного развития, уменьшаются размеры гепатоцитов и цитоядерное соотношение, а размер ядер увеличивается [Бугаева, 1985]. В то же время даже низкие концентрации фенола вызывают значительную эмбриональную и личиночную смертность травяной лягушки и, если воздействие на популяцию этим веществом произведено весной, могут привести к полному исчезновению травяной лягушки [Кауфман, 1977]. Экспериментальные исследования реакций бесхвостых земноводных на некоторые вещества (фенол, CuSO₄, Na₂SO₄, детергенты, нефть) в раннем онтогенезе показали возрастание смертности, снижение массы тела, удлинение периода развития, повышение уровня метаболизма у метаморфизирующих животных [Пястолова, Трубецкая, 1988].

Ионы солей магния задерживают рост головастиков расписной дискоязычной лягушки Discoglossus pictus дозозависимым образом, а затем замедляют развитие их, что приводит к отставанию на 2—4 стадии и значительному уменьшению величины метаморфизировавших лягушек.

По литературным данным, хроническое воздействие нитрата аммония приводит к снижению выживаемости головастиков леопардовой и крикливой лягушек, а также трехполосой квакши, но не влияет на их сроки развития. Развитие головастиков обыкновенной чесночницы в условиях низких концентраций шестивалентного хрома проходит в сроки, не отклоняющиеся от контрольной группы [Сюзюмова, 1974].

Анализ литературы показывает, что под действием токсикантов чаще всего снижается скорость роста личинок амфибий. Средняя масса сеголеток остромордой лягушки в загрязненном водоеме - отстойнике металлургического завода достоверно меньше, чем в чистых водоемах [Овчинникова, 1984]. Накопление липидов в печени личинок этого вида из чистых водоемов начинается на более ранних стадиях онтогенеза, чем у особей из загрязненного водоема, и к началу метаморфического климакса практически все животные имеют значительные энергетические запасы [Пястолова, Трубецкая, 1988]. Темп роста головастиков остромордой лягушки в естественных водоемах, загрязненных промышленными стоками, существенно ниже по сравнению с чистыми водоемами [Пястолова, Большаков, 1981].

Сведения об изменении чувствительности личинок амфибий к загрязнителям в процессе развития достаточно противоречивы.

Так, например, отмечено, что головастики травяной лягушки и серой жабы, по одним источникам, наиболее чувствительны к ДДТ непосредственно перед или непосредственно после появления задних конечностей, а по другим, - чувствительность к ДДТ личинок этих видов уменьшается на более поздних стадиях развития и вновь увеличивается при метаморфозе. Анализ реакций развивающихся личинок прыткой лягушки на два антропогенных загрязнителя воды - детергент и хром - позволил установить, что эктотрофные стадии головастиков более восприимчивы к загрязнению, чем эндотрофные. Головастики озерной лягушки на поздних стадиях развития (шестинедельные) более чувствительны к действию синтетических моющих средств по сравнению с 10-дневными [Бондаренко, Богородицкая, 1989]. Наблюдали максимальную смертность головастиков травяной лягушки в растворе фенола в момент метаморфоза [Кауфман,1977]; увеличивается гибель головастиков более поздних стадий этого вида под действием пестицида гезагарда. Личинки более поздних стадий леопардовой лягушки и американской жабы Bufo americanus более чувствительны к действию пестицидов атразина и атахлора. Личинки краснобрюхого тритона чувствительнее к пентахлорфенолу натрия в более поздний период их развития - ближе к метаморфозу.

В то же время в литературе описан и другой тип изменения чувствительности головастиков с возрастом к действию токсикантов, а именно снижение ее. Так, в случае воздействия хлорида ртути на личинок песочной жабы более поздних стадий (после рассасывания жабр), негативные эффекты уменьшаются по интенсивности, но и в этом случае личинки не питаются [Rengel, Pisano, 1989]. При помещении в воду промышленных стоков химических заводов гибнут все личинки ранних стадий озерной лягушки, но выживают 85-90% личинок поздних стадий [Мисюра, 1988]. Чувствительность к жидким моющим средствам головастиков рода Rana с наружными жабрами гораздо выше таковой головастиков с внутренними жабрами.

Личинки бесхвостых амфибий выполняют в водоемах роль активных биофильтраторов и очистителей воды от ионов металлов как за счет накопления их в организме с последующим выносом на сушу после окончания метаморфоза, так и за счет выделения кожей метаболитов, которые образуют с металлами комплексные соединения, частично переходящие в осадок и менее токсичные для биоты [Использование личинок бесхвостых амфибий…, 1993].

Рядом авторов было показано, что личиночные стадии развития земноводных обладают высокой чувствительностью по отношению к тяжелым металлам и хлорорганическим соединениям, которая проявляется в изменениях темпа роста, поведения, пигментной окраски, гибели [Токтамысова, Кайдаулова, 1996].

Применение головастиков в качестве лабораторных тест-объектов, хотя бы сезонного характера, может принести серьезную пользу при разработке ряда медико-биологических проблем [Дастюг, Сукнер, 1949].

Как известно, эмбриональное и личиночное развитие амфибий проходит в воде. Успех размножения и развития в значительной мере зависит от степени загрязнения водной среды такими загрязнителями, как соли тяжелых металлов [Пескова, 1997].

Из опытов по оценке влияния загрязненных свинцом поверхностных вод со стрельбищ на вылупление и развитие американской болотной лягушки и лягушки-быка было выявлено следующее. Все личинки болотной лягушки погибли в течение 10 суток в неразбавленной воде со стрельбищ; в 75%-ной воде со стрельбищ за этот же период погибло 98% личинок этого вида. Смертность личинок лягушки-быка статистически не отличалась от смертности болотной лягушки [Effects of lead-contaminated…, 1997].

Свинец, наряду с другими тяжелыми металлами, является загрязнителем почв в Краснодарском крае. При ПДК 30 мг/кг свинец встречается в концентрациях от 0,5 до 600 мг/кг. Влияние соли свинца на головастиков озёрной лягушки исследовали Т.И. Жукова, Т.Ю. Пескова [1997] и обнаружили, что ее токсичность увеличивается с возрастанием концентрации, а именно - быстрее начинается гибель первых головастиков, сокращаются сроки достижения и 50%-ной, и 100%-ной гибели животных.

Тяжелые металлы накапливаются в икре съедобной лягушки Rana esculenta, серой жабы Bufo bufo и краснобрюхой жерлянки Bombina bombina в меньшей степени, чем в личинках в начале их развития [Puky, Oertel, 1991].

В литературе описано, что ретардация личиночного развития травяной лягушки происходит при воздействии сульфата меди (на 11 суток) и кадмия (на 4-14 суток) [Грефнер, Слепян, 1989].

Обнаружено замедление роста головастиков шестипалой лягушки при добавлении в корм нитрата свинца, хлорида ртути и хлорида цинка [Murthy, Indira, Narayan, 1982]. Снижение интенсивности дыхания головастиков озерной лягушки в лабораторных опытах с высокими концентрациями соли кадмия (15 мг/л) приводит к торможению их развития [Токтамысова, Кайдаулова, 1996].

При помещении в воду промышленных стоков химических заводов гибнут все личинки ранних стадий озерной лягушки, но выживают 85-90% личинок поздних стадий [Мисюра, 1988].

Конкретные причины гибели взрослых земноводных и головастиков под действием токсикантов описаны в ряде литературных источников. Гораздо более (по сравнению с амфибиями) изучено влияние растворенных в воде токсикантов различной природы на рыб. Есть основания полагать, что многие механизмы действия токсикантов идентичны у рыб и амфибий (по крайней мере, водных форм амфибий).

На рыбах установлено, что ядовитые вещества могут проникать в организм либо пассивно - путем диффузии через эпителий тела, что сопровождается гипертрофией поверхностных клеток эпителия и увеличением межклеточных промежутков [Oliveiera, Torres, 1995], либо активно - через жабры в кровь, причем этот путь более важен. Поступление токсикантов происходит и через кишечник [Namdari, Law, 1996].

Все эти пути возможны и для амфибий: их личинки имеют жабры (наружные или внутренние), а кожа земноводных - и личинок, и взрослых - даже более уязвима для проникновения ядовитых веществ, чем кожа рыб, из-за отсутствия чешуи. Отмечено, что тяжелые металлы поступают в организм земноводных через кожу, а также через легкие (при дыхании) и вместе с пищей [Мисюра, Гассо, Ноздрачев, 1991].

В ходе исследований, проведенных Т.Ю. Песковой [1997], установлено, что сульфат меди практически во всех исследованных концентрациях токсичен для головастиков гладкой шпорцевой лягушки. Чтобы выяснить, как сульфат меди - CuSO₄ x 5H₂O (концентрации от 0,5 до 20 мг/л) повлияет на смертность головастиков 30-32 стадий озерной лягушки и зеленой жабы, Т.И. Жукова, Т.Ю. Пескова [1997] поставили серию лабораторных опытов. Оказалось, что соль меди в концентрациях 2,0; 10,0 и 20,0 мг/л вызвала быструю 100%-ную гибель головастиков и озерной лягушки (на 30-й день), и зеленой жабы Bufo viridis - значительно раньше, на 7-й день. Даже самая малая из исследованных концентраций -1,0 мг/л - приводит к тому же результату у зеленой жабы на 10-й день, в то время как лишь 12,5 % головастиков озерной лягушки погибает в этой концентрации к 40-й стадии (задние конечности в виде бугорка).

Тератогенное действие пестицидов на эмбрионы и головастиков амфибий отмечены во многих исследованиях. Так, при помещении яиц шпорцевой лягушки в растворы фосфорорганических инсектицидов эмбрионы медленнее растут, наблюдаются нарушения пигментации, дефекты кишки и нотохорда. Аномалии нотохорда у эмбрионов приводят к скелетным аномалиям у взрослых лягушек. Значительное число аномалий оси тела, целома, нервной трубки и глаз возникало у этого вида при воздействии на икру гербицида базаграна [Ritrovamento ambientale..., 1997].

У головастиков серой квакши обнаружены многочисленные уродства и отклонения в поведении (плавании) под влиянием применяемых в сельском хозяйстве пестицидов. Наиболее часто отмечались лордоз и отсутствие одного глаза, причем одновременно находили до трех отклонений ). Анализ уродств у лягушек из штата Миннесоты (США) показал, что их уровень постоянно повышается и затрагивает как наиболее распространенный вид леопардовую лягушку, так и еще, по крайней мере, пять видов бесхвостых земноводных [Britson, Threlkeld, 1998]. Показана корреляция встречаемости морфологических уродств у различных видов амфибий с кислотностью воды и содержанием тяжелых металлов [Borkin, Flax, 1997].

Проведенный обзор литературы показал, что вопросы влияния тяжелых металлов на ранние этапы индивидуального развития амфибий поднимаются многими исследователями. Параллельно наблюдениям в природе за влиянием сточных вод на эмбриональное и личиночное развитие амфибий проводятся лабораторные исследования по влиянию на эти процессы отдельных солей. Достаточно подробно изучено влияние, в основном на озерной лягушке, солей следующих тяжелых металлов: меди, свинца и кадмия. На основании обзора литературных данных можно утверждать, что соли меди являются более токсичными для головастиков озерной лягушки, чем соли кадмия и свинца. Смесь же солей меди и свинца оказывала меньшее токсическое действие на головастиков озерной лягушки. При совместном использовании соли меди и пестицидов усиления токсичности не наблюдалось.

Наиболее чувствительным видом амфибий к действию солей тяжелых металлов оказалась остромордая лягушка, тогда как озерная лягушка лучше переносит действие этих солей и их смесей. Действие солей цинка на головастиков озерной лягушки и зеленой жабы не изучено. Этим объясняется выбор темы данной курсовой работы.

. Материал и методы исследования

Объект исследования - личинки озерной лягушки Pelophylax ridibundus и зеленой жабы Bufo viridis.

Эксперимент проводили в мае -июле 2013года в лабораторных условиях.

Головастики были получены из икры, взятой из естественного водоема Учебного Ботанического сада КубГУ г. Краснодара и помещена в емкости по 3 л (озерная лягушка) и 4 л (зеленая жаба). Плотность посадки головастиков составляла 5 особей на 1л [Дабагян, Слепцова, 1975].

Всего заложено 6 опытов и одна контрольная группа с личинками озерной лягушки, а также 4 опыта и одна контрольная группа с личинками зеленой жабы. Для проведения эксперимента были выбраны сульфат цинка - ZnSO₄ x 7H₂O и смесь сульфата цинка и сульфата меди CuSO₄ x 5H₂O. Схема опыта приведена в таблице 1.

Таблица 1 - Схема опыта по влиянию солей тяжелых металлов на головастиков озерной лягушки и зеленой жабы

Цинк вызывает нарушения работы желудочно-кишечного тракта, содержится в рудных водах, металлических сплавах. Цинк - микроэлемент, необходимый для нормальной жизнедеятельности животных и растений. Он входит в состав ряда ферментов - карбоангидразы, карбоксипептидазы, глютаматдегидрогеназы, алкогольдегидрогеназы и др. Цинк оказывает большое влияние на окислительно-восстановительные процессы, скорость которых при его недостатке заметно снижается. Цинк - один из сельскохозяйственных микроэлементов. При его недостатке в почве у растений нарушается обмен белков и углеводов, может снижаться содержание хлорофилла. Подкормка цинковыми микроудобрениями устраняет заболевания растений, благоприятствуя их росту [Хомченко, Цитович, 1987]. ПДК по цинку в воде рыбохозяйственных водоемов 0,01 мг/л [Москул, 1998].

Медь является важным загрязнителем почв Краснодарского края. Концентрация меди в районах с интенсивным садоводством и виноградарством составляет 150-600 мг/кг (1,5-6 ПДК). В воде ПДК по меди составляет 0,04 мг/кг [Содержание тяжёлых металлов …, 1993]. Медь является микроэлементом, необходимым для функционирования многих биологических систем, входит в состав цитохромоксидазы, гемоцианина, некоторых гормонов и т.д. при повышенном содержании меди в среде, при достижении некоторого критического уровня, в организме включается система детоксикации. В ней значительную роль играют лизосомы, в которых тяжелые металлы аккумулируются в виде комплексных соединений с липидами и белками, а затем выводятся за пределы клетки. Накопление в лизосомах меди в количестве, превосходящем агрегационную способность клеток, вызывает нарушение функций клеток и органов: печени, почек, жабр, нервной системы и приводит организм к гибели. Расплывчатость границы, когда медь из активатора биологического процесса становится токсикантом, обусловливается не только адаптационными возможностями организма, но и самим процессом развития. На разных стадиях развития уязвимость эмбриона по отношению к меди различна. Так как потребность в этом микроэлементе различна [Дрегольская, 1993].

Вода, использованная в опыте (как в контроле, так и для приготовления растворов) была предварительно отстояна 3 течение трех дней.

Смена воды производилась через каждые 10 дней, так как головастики очень чувствительны к метаболитам. Проводили ежедневное аэрирование воды.

Корм давали головастикам ежедневно. В качестве корма использовали вареные листья одуванчика и их отвар, а также желток куриного яйца [Пястолова, 1989].

В процессе эксперимента определяли время наступления основных стадий развития личинок озерной лягушки по Н.В. Дабагян, Л.А. Слепцовой [1975], подсчитывали количество живых головастиков в контроле и различных концентрациях ионов цинка в присутствии ионов меди и без них, погибших головастиков удаляли (соответственно уменьшали объем воды в сосуде для сохранения первоначальной плотности).

В результате полученных данных были составлены таблицы по абсолютной выживаемости головастиков озерной лягушки в контроле и опытах на день наблюдения, построены графики гибели головастиков на день наблюдения.

В процессе развития личинок озерной земноводных один раз в 10 дней проводили измерения: измеряли штангенциркулем длину тела головастика от кончика морды до основания хвоста. В каждом варианте опыта и в контрольной группе измеряли по 10 особей (в подопытных группах в конце эксперимента было меньшее число особей).

Полученные цифровые данные были обработаны стандартными статистическими методами [Лакин, 1980]. Достоверность различий показателей в контроле и разных вариантах опыта определяли с помощью критерия Стьюдента. Различия считали достоверными, если t_факт. ³ t_ст. при 5%-ном уровне значимости.

Всего в эксперименте были использованы 105 головастиков озерной лягушки и 100 головастиков зеленой жабы. Всех закончивших метаморфоз земноводных мы выпустили в водоем.

. Влияние солей тяжелых металлов на головастиков бесхвостых земноводных

Данные по абсолютной выживаемости головастиков озерной лягушки на день наблюдения приведены в таблице 2. График, показывающий гибель головастиков в контроле и разных вариантах опыта, изображен на рисунке 1.

Из таблицы 2 видно, что в контроле на 14-й день гибнет одно животное, однако, в дальнейшем погибших головастиков в контрольной группе не замечено и 93,3% выживших животных завершают метаморфоз.

В наименьшей из исследованных концентраций сульфата цинка (3 мг/л) гибель единичных особей начинается на 14-й день и далее происходит до 74-го дня, когда 66,7% головастиков завершают метаморфоз.

Сульфат цинка в концентрациях 6 и 9 мг/л начинает вызывать гибель головастиков на 14-9-й день наблюдения соответственно. Под действием сульфата цинка концентрации 6 мг/л гибель продолжается до 44-го дня наблюдения, после чего смертность прекращается и 66,7% выживших головастиков успешно заканчивают развитие. Концентрация же сульфата цинка 9мг/л вызывает гибель животных вплоть до 74-го дня наблюдения. В результате процент выживших составляет 46,7%. Таким образом, исследованные нами концентрации сульфата цинка оказывают губительное действие на головастиков озерной лягушки (особенно концентрация 9 мг/л), но все же они менее токсичны по сравнению с солями других тяжелых металлов, так как, по нашим данным, гибнут не все животные. Так, по литературным данным, сульфат меди концентрации 3 мг/л вызывает быструю 100%-ную гибель головастиков озерной лягушки на 6-й день. Раствор сульфата меди концентрации 2 мг/л вызывает 100%-ную гибель на 30-й день. Концентрация сульфата кадмия 3 мг/л менее токсична для головастиков озерной лягушки по сравнению с такой же концентрацией.

Смесь солей цинка и меди ускоряет гибель головастиков по сравнению с относительно нетоксичным сульфатом цинка. Так, в смеси солей CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 3 мг/л личинки начинают гибнуть на 4-й день эксперимента, тогда как в растворе одного сульфата цинка с концентрацией 3 мг/л - на 24-й день (таблица 2). То же относится и к более высоким концентрациям. В смесях солей CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 6 мг/л и CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л гибель головастиков начинается на 4-й день, а в растворах сульфата цинка с концентрацией 6 и 9 мг/л - на 14-й и 9-й день наблюдения.

Во всех вариантах опыта со смесями сульфатов цинка и меди различных концентраций уже на 4-й день наблюдения есть погибшие головастики (6,7% и 20,0% соответственно). Затем до 9-го дня уровень гибели одинаков в смесях растворов CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 6 мг/л и CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л. Но уже с 14-го дня смертность в растворе с концентрацией CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л (самая высокая концентрация сульфата цинка из исследованных нами) возрастает в сравнении с остальными вариантами опыта, и эта зависимость сохраняется до окончания развития головастиков. Следовательно, смесь солей оказывает более губительное действие на головастиков озерной лягушки по сравнению с действием одной относительно слабо токсичной соли цинка (в смеси CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л гибнет 73,3%, а в растворе сульфата цинка с концентрацией 9 мг/л - 53,3%), но во всех случаях нет 100 %-ной гибели.

Таблица 2 - Количество выживших головастиков (особей) озерной лягушки в эксперименте на день наблюдения

Рисунок 1- Смертность головастиков озерной лягушки (%) в исследованных растворах солей тяжелых метало сульфата меди - 100%-ная гибель при воздействии сульфата кадмия отодвигается на 38-й день [Жукова, Пескова, 1997].

Из литературных источников известно, что при концентрации 0,5 мг/л сульфата меди процент погибших головастиков на 16-й день составляет 20,0%, то есть можно говорить о большей токсичности солей меди по сравнению с солями цинка для ранних стадий головастиков озерной лягушки. При действии на личинок смесей солей - нитрата свинца и сульфата меди - эффект их действия ослабляется в сравнении с одной солью меди. Таким образом, при помещении головастиков в смесь солей некоторых тяжелых металлов эффект действия последних не только не суммируется, но может даже несколько ослабляется по сравнению с действием более токсичного компонента смеси (в данных экспериментах - сульфата меди в концентрации 0,5 мг/л), то есть имеет место своеобразный антагонизм [Пескова, Жукова, Миткалева, 1997].

По графику (рисунок 1) видно, что в нашем исследовании день 50%-ной гибели отмечен у головастиков, содержащихся во всех исследуемых смесях солей, а также в растворе с концентрацией сульфата цинка 9 мг/л, тогда как личинки из менее концентрированных растворов сульфата цинка не достигает его (максимальная смертность составляет 33,3%).

При действии солей других тяжелых металлов на головастиков озерной лягушки обнаружено, что достижение 50%-ной гибели может быть и при их малых концентрациях. Так, день 50%-ной гибели наступает при таких концентрациях как 0,5 и 1,0 мг/л сульфата меди, а также смеси солей сульфата меди и нитрата свинца при концентрации каждой из солей 0,5 мг/л [Пескова, Жукова, Миткалева, 1997].

Из таблицы 2 и рисунка 1 видно, что оставшиеся в живых головастики озерной лягушки завершают метаморфоз во всех исследуемых растворах тяжелых металлов. Раньше всего заканчивают развитие личинки, находящиеся в растворе сульфата цинка с концентрацией 3 мг/л (74-й день). Головастики контрольной группы завершают метаморфоз на 78-й день. Из литературных источников известно, что в природе в разных частях ареала вида метаморфоз заканчивается через 80-90 дней, в некоторых случаях развитие продолжается более 100 дней [Банников, Даревский, Рустамов, 1971], на Северном Кавказе - 74-88 дней [Жукова, Сайгашева, 1990].

Далее можно заметить, что более высокие концентрации солей не только вызывают гибель головастиков озерной лягушки, но и замедляют их метаморфоз. Так, в растворе сульфата цинка с концентрацией 6 мг/л 66,7% выживших личинок завершают развитие на 81-й день, тогда как 46,7% животных из раствора сульфата цинка с концентрацией 9 мг/л - на 84-й день, то есть задержка развития по сравнению с контрольной группой составляет 3-6 дней соответственно.

Такая же закономерность проявляется при действии смесей солей. Позднее всего (на 88-й день) метаморфоз завершают 26,7% головастиков, находящихся в смеси солей с концентрацией CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л, а раньше всего (на 86-й день) 40,0% личинок, содержавшихся в CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 3 мг/л, то есть сроки развития увеличиваются на 8-10 дней по сравнению с контролем.

Данные по абсолютной выживаемости головастиков зеленой жабы на день наблюдения приведены в таблице 3. Графики, показывающие гибель головастиков в контроле и разных вариантах опыта, изображены на рис. 2.

В контроле до 14-го дня не было погибших головастиков зеленой жабы, затем число погибших составило 20,0%, далее была отмечена гибель отдельных особей, и на 59-й день 40% головастиков завершили метаморфоз.

В наименьшей из исследованных концентраций соли цинка (3,0 мг/л) наблюдали в целом похожую на контроль картину изменения числа погибших и, соответственно, выживших головастиков (день начала гибели головастиков, динамику гибели). На 64-й день наблюдений в этом растворе сульфата цинка 35 % головастиков зеленой жабы завершили метаморфоз.

По литературным данным, при содержании головастиков зеленой жабы в растворе сульфата меди концентрации 3,0 мг/л 50%-ная гибель отмечена между вторым и третьим днями, а 100%-ная - на 4-й день наблюдений [Жукова, Пескова, 1997].

Таблица 3- Количество выживших головастиков (особей) зеленой жабы в эксперименте на день наблюдения

Рисунок 2 - Смертность головастиков зеленой жабы (%) в исследованных растворах солей тяжелых металлов

В растворе соли цинка концентрации 9,0 мг/л первые погибшие головастики отмечены раньше, чем в контроле и растворе сульфата цинка концентрации 3,0 мг/л - на 9-й день наблюдений (15% особей). В результате последующей гибели головастиков число оставшихся в живых с каждым днем уменьшалось, и на 69-й день погибли все 100% взятых в эксперимент головастиков.

В смеси растворов сульфата меди (0,5 мг/л) и цинка (3,0 мг/л) головастики зеленой жабы гибли менее интенсивно, чем в растворе только одного сульфата цинка, хотя в конечном итоге закончили метаморфоз на 69-й день только 30% особей (а в растворе только соли цинка - 35%).

Наконец, в смеси растворов тех же двух солей, но с более высокой концентрацией сульфата цинка (9,0 мг/л), гибель головастиков зеленой жабы происходила быстро (на 14-й день наблюдали 50%-ную гибель особей) и завершила метаморфоз только одна особь (5% от общего числа взятых в опыт головастиков) на 74-й день.

Таким образом, в смеси растворов сульфатов цинка и меди головастики зелёной жабы (как отмечалось выше и для головастиков озерной лягушки) гибнут в относительно меньшем количестве, то есть наблюдается антагонистический эффект действия исследуемых токсикантов на амфибий.

В контроле численность головастиков зеленой жабы уменьшается до 29 дня наблюдений (на 45%), затем численность стабилизируется до 54 дня - на графике рисунка 2 видно плато, и к 59 дню 60% гибнут, а, соответственно, 40 % особей заканчивают метаморфоз.

Кривые изменения численности головастиков зеленой жабы в растворе ZnSO₄ 3,0 мг/л и в смеси сульфата цинка такой же концентрации с сульфатом меди 0,5 мг/л в целом похожи на контрольную кривую, но в этих вариантах гибнут 65 и 70% головастиков, и метаморфоз происходит медленнее, чем в контроле. 50%-ная гибель в контроле отмечена на 44 день, а в этих двух растворах - на 29 день наблюдения.

В растворе сульфата цинка 9,0 мг/л 50%-ная гибель наступает на 39 день, то есть близко к контрольным значениям, но затем число погибших животных резко увеличивается и на 69-й день гибнут все особи. В то же время в смеси растворов сульфата цинка концентрации 9,0 мг/л и сульфата меди 0,5 мг/л отмечен самый ранний день 50 %-ной гибели головастиков зеленой жабы - 19-й день наблюдения, кривая круто поднимается вверх, но далее темп гибели снижается и 1 особь (5 % от числа взятых в опыт) завершает метаморфоз на 74-й день.

Сведения о сроках наступления стадий развития озерной лягушки в контроле и во всех вариантах опыта приведены в таблице 4.

Таблица 4 - День достижения стадии развития головастиками озерной лягушки (числитель - пределы, знаменатель - среднее значение)

Из таблицы 4 видно, что развитие головастиков во всех вариантах опыта отстаёт с самого начала от развития личинок контрольной группы до окончания метаморфоза. Причем это отставание увеличивается с повышением концентрации солей тяжелых металлов.

Это хорошо заметно в результате проведенной статистической обработки, приведенной в таблице 5.

В таблице 5 показано, что различия каждого варианта по сравнению с контролем статистически достоверны. В среднем минимальные значения замедления развития головастиков в растворе сульфата цинка с концентрацией 6 мг/л составляет 2,75 дня, максимальные - 9,25 дня (в смеси солей CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л).

Таблица 5 - Среднее значение отставания дня достижения стадии развития головастиками озерной лягушки и их сравнение

В период наблюдений за головастиками озерной лягушки в процессе развития не было обнаружено никаких заболеваний на коже и аномалий в развитии. Из литературных данных известно, что в процессе развития в солях тяжелых металлов у головастиков отмечаются уродства и аномалии. Так, в растворах сульфата кадмия при концентрациях 1,0, 2,0 и 3,0 мг/л аномалий было соответственно 50, 40 и 10%. Из аномалий чаще всего отмечены искривления хвоста, водянку полости тела, белые пятна голове [Пескова, 2001]. По другим данным, отмечается загибание хвоста, пассивное поведение уже на 12-14 день наблюдения [Токтомысова, Кайдаулова, 1996].

Сведения о сроках наступления стадий развития зеленой жабы в контроле и во всех вариантах опыта приведены в таблице 6.

Таблица 6 - День достижения стадии развития головастиками зеленой жабы (числитель - пределы, знаменатель - среднее значение)

Развитие головастиков зеленой жабы в растворе сульфата цинка самой слабой концентрации происходит практически в те же сроки, что и в контроле (по крайней мере, до 50 стадии), и только полная редукция хвоста завершается у подопытных животных на 5 дней позднее. В растворе сульфата цинка концентрации 9,0 мг/л большинство отмеченных нами стадий развития (с 41-й до 50-й) головастики проходили на 5 дней позднее, чем в контроле, а к моменту метаморфоза погибли все особи. В смеси растворов сульфата цинка концентрации 3,0 мг/л и сульфата меди концентрации 0,5 мг/л отставание наступления стадий развития по сравнению с контролем составляло около 10 дней, метаморфоз закончили на 69-й день 30% головастиков зеленой жабы. В смеси сульфата меди той же концентрации (0,5 мг/л), что и в предыдущем опыте, и более высокой концентрации сульфата цинка (9,0 мг/л) отставание в развитии более существенное в сравнении с контрольными головастиками (на 14 дней) и завершила метаморфоз 1 особь, что составляет 5% от числа взятых в эксперимент животных. Отметим, что в растворе сульфата цинка концентрации 9,0 мг/л без добавления сульфата меди до метаморфоза не дожил никто. Следовательно, и в варианте с головастиками зеленой жабы, как и с головастиками озерной лягушки проявляется антагонистический эффект совместного действия двух солей, хотя и в меньшей степени, чем для головастиков озерной лягушки.

Данные о длине тела головастиков озерной лягушки приведены в таблице 7.

Сразу же после выклева все личинки озерной лягушки, взятые в эксперимент (все варианты опыта и контрольная группа), имели одинаковую длину (4-5 мм). Однако через 10 дней замечены различия. Причем наибольшая длина тела у головастиков, находившихся в контроле (среднее значение 6,7 мм), а наименьшее - в смеси солей CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л (среднее значение длины 4,7 мм), различия в 1,4 раза статистически достоверны. Различия длины тела в растворе с концентрацией сульфата цинка 6 мг/л по сравнению с контролем находится в пределах статистической ошибки. В остальных исследованных растворах (сульфат цинка концентрации 9 мг/л, а также смеси солей CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 3 мг/л и CuSO₄ 0,5 мг/л + ZnSO₄ 6 мг/л) длина тела головастиков статистически достоверно в 1,7-1,2 раза меньше. Начиная с 20-го и до 70-го дня наблюдений, достоверные различия по длине тела головастиков озерной лягушки во всех вариантах опыта сохраняются в сравнении с контролем. Причем, чем больше концентрация растворов сульфатов, тем меньшую длину тела имеют личинки. Так, на 70-й день измерения среднее значение длины головастиков в контроле составило 26,7 мм, а в самой высокой концентрации смеси солей CuSO₄ 0.5 мг/л + ZnSO₄ 9 мг/л - 19,3 мм (различия в 1,4 раза). Длина тела личинок озерной лягушки в течение всего развития в каждом из вариантов опыта увеличивается постепенно, причем в растворах высокой концентрации размеры достоверно более мелкие. Таким образом, исследованные соли тяжелых металлов оказывают дозозависимое замедление темпов роста личинок озерной лягушки.

Таблица 7 - Длина тела (мм) головастиков озерной лягушки в эксперименте на день наблюдения (пределы, Х ± m)

Замедление роста описывается и в работе З.С. Токтамысовой, Е.В. Кайдауловой [1996]: развитие и рост личинок озерной лягушки в контроле и при концентрации 5,0 мг/л сульфата кадмия отличаются уже на 5-й день наблюдения, а при концентрации соли кадмия 15 мг/л рост и развитие останавливаются и находятся на уровне первого дня наблюдения.

В эксперименте с зеленой жабой также происходило замедление роста головастиков на 20-й -40-й день наблюдения, но в силу высокой смертности метаморфизировали только единичные особи, поэтому нельзя провести статистически достоверное сравнение их размеров с размерами животных в контроле.

цинк медь головастик лягушка

Заключение

На основании проведенных экспериментов можно сделать следующие выводы.

. Смесь солей меди CuSO₄ (концентрация 0.5 мг/л) и цинка ZnSO₄ (концентрации 3,0-9,0 мг/л) оказывают на головастиков озерной лягушки более губительное действие в сравнении с действием одного сульфата цинка, так как в их растворах гибнет 60,0-73,3% головастиков по сравнению с 33,3-53,3% в растворах сульфата цинка. В то же время смеси указанных солей менее токсичны, чем растворы сульфата меди концентрации 0,5 мг/л.

В растворах сульфата цинка (3,0 и 9,0 мг/л) погибли соответственно 65 и 100% головастиков зеленой жабы, взятых в эксперимент. В смеси растворов сульфатов меди (0,5 мг/л) и цинка (3,0 мг/л) погибли 70% головастиков зеленой жабы, а в смеси с более высокой концентрацией цинка завершила метаморфоз только одна особь (5% от общего числа). Смесь исследованных сульфатов цинка и меди для зеленой жабы практически одинакова с действием одиночного сульфата цинка.

. Сульфат цинка менее токсичен для головастиков озерной лягушки и зеленой жабы на ранних стадиях развития по сравнению с солями других тяжелых металлов (медь и кадмий) - полной гибели головастиков не происходит или она отодвинута во времени.

. Все исследованные растворы солей, кроме концентрации сульфата цинка 3,0 мг/л, заметно ингибируют развитие головастиков озерной лягушки - на 3-10 дней в сравнении с контролем. Головастики озерной лягушки во всех исследованных растворах растут медленнее, чем в контроле. В результате при метаморфозе они достоверно мельче на 1,6-6,8 мм по сравнению с контрольными животными. Головастики зеленой жабы в исследованных растворах развиваются, как правило, на 5-14 дней медленнее, чем контрольные особи.

Библиографический список

1. Банников А.Г., Даревский И.С., Рустамов А.К. Земноводные и пресмыкающиеся СССР. М., 1971. 261 с.

. Бондаренко Г.В., Богородицкая С.В. Влияние СМС и детергентов на головастиков зеленых лягушек // Вопросы экологии и охраны животных в Поволжье. Саратов, 1989. С. 27-30.

. Бугаева Е.А. Экспериментальное исследование влияния некоторых химических веществ на рост и развитие личинок остромордой лягушки // Экологические аспекты скорости роста и развития животных. Свердловск, 1985. С. 99-106.

. Грефнер Н.М., Слепян Э.И. Явление ретардации личиночного развития у амфибий и дисхемия пресных вод // Вопросы герпетологии. Киев, 1989. С. 68-69.

. Дабагян Н.В., Слепцова Л.А. Травяная лягушка // Объекты биологии развития. М., 1975. С. 442-462.

. Дастюг Г., Сукнер Ж. Личинки амфибий как биологические реагенты. М., 1949. 138 с.

. Дрегольская И.Н. Чувствительность эмбрионов пресноводных моллюсков из разных мест обитания к концентрациям иона меди в среде // Экология. 1993, № 2. С. 76-81.

. Жукова Т.И., Малахов С.С. Влияние гексахлорциклогексана на выживаемость икры и головастиков озерной лягушки // Актуальные вопросы экологии и охраны природы водных экосистем и сопредельных территорий. Краснодар, 1995. Ч. 1. С. 147-148.

. Жукова Т.И., Николаева Я.Е. Влияние различных доз гербицида базаграна на выживаемость икры и головастиков озерной лягушки // Актуальные вопросы экологии и охраны природы Азовского моря и Восточного Приазовья. Краснодар, 1989. Ч. 1. С. 146-148.

. Жукова Т.И., Пескова Т.Ю. Токсичность солей кадмия и меди для личинок бесхвостых земноводных // Актуальные вопросы экологии и охраны природы экосистем южных регионов России и сопредельных территорий. Краснодар, 1997. Ч. 1. С. 150-152.

. Жукова Т.И., Сайгашева Т.Г. Особенности размножения внутрипопуляционных группировок озерной лягушки в окрестностях г. Кропоткина // Фауна и экология амфибий и рептилий. Краснодар, 1990. С. 47-54.

. Использование личинок бесхвостых амфибий и их метаболитов для снижения загрязнения водной среды тяжелыми металлами / А.Н. Винниченко [и др.] // Вестник Днепропетровского университета. Днепропетровск. 1993. Вып. 1. С. 104-109.

. Кауфман З.С. Влияние фенола на эмбриональный и постэмбриональный периоды развития травяной лягушки // Биология внутренних вод: Информационный бюллетень. № 33. Л.,1977. С. 61-63.

. Лакин Г.Ф. Биометрия. М., 1990. 351 с.

. Мельников Н.Н. Пестициды и окружающая среда. М., 1977. 187 с.

. Мисюра А.Н. Некоторые показатели временной адаптации личинок озерной лягушки к факторам химического загрязнения среды // Экотоксикология и охрана природы. Рига,1988. С. 112-114.

. Мисюра А.Н., Гассо В.Я., Ноздрачев В.В. Амфибии как биоиндикатор загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами в техногенных районах // Биоиндикаторы и биомониторинг. Загорск, 1991. С. 259-262.

. Москул Г.А. Приусадебное и фермерское рыбоводство. Краснодар, 1998. 134 с.

. Овчинникова Н.А. Изучение влияния хозяйственной деятельности человека на развитие земноводных // Проблемы региональной экологии животных в цикле зоологических дисциплин педвуза. Витебск, 1984. Вып. 2. С. 130.

. Пескова Т.Ю. Смертность головастиков бесхвостых амфибий под влиянием солей тяжелых металлов // Проблемы общей биологии и прикладной экологии. Саратов, 1997. Вып. 4. С. 15-18.

. Пескова Т.Ю. Влияние антропогенных загрязнений среды на земноводных. Волгоград, 2001. 156 с.

. Пескова Т.Ю., Жукова Т.И. Сравнение токсичности сульфата железа для головастиков двух видов бесхвостых амфибий // Актуальные вопросы экологии и охраны природы экосистем южных регионов России и сопредельных территорий. Краснодар, 2000. С. 111-113.

. Пескова Т.Ю., Жукова Т.И., Миткалева Н.Е. Влияние малых концентраций солей меди, свинца и их смесей на смертность головастиков озерной лягушки // Актуальные вопросы экологии и охраны природы экосистем южных регионов России и сопредельных территорий. Краснодар, 1997. Ч. 1. С. 152-154.