УДК 597.551.2:591.4(477.63)

С. Г. Свириденко, Р. О. Новіцький

Дніпропетровський національний університет ім. Олеся Гончара,
Дніпропетровськ, Україна, angler@ua.fm

MORPHOLOGICAL AND ECOLOGICAL DESCRIPTION
OF THE RED LISTED BURBOT (LOTA LOTA) IN RESERVOIRS
OF STEPPE DNIEPER REGION

S. G. Svyrydenko, R. О. Novitsky

Oles’ Honchar Dnipropetrovs’k National University, Dnipropetrovs’k, Ukraine

Минь річковий (Lota lota) – єдиний представник типово морських риб ряду тріскоподібних (Gadiformes), який перейшов до життя у прісних водах і добре пристосувався до різноманітних умов існування в річках і озерах Євразії. Це рідкісний, занесений до Червоної книги України (2009) та Червоної книги Дніпропетровської області (2011).

Мета дослідження – оцінити дані з екології миня річкового та проаналізувати його морфотип у водоймах степового Придніпров’я. Іхтіологічний матеріал відбирали в літній, осінній і зимовий періоди 2009–2011 років у середній течії р. Самара (Павлоградський р-н Дніпропетровської обл.) і Дніпровському водосховищі в межах області з браконьєрських знарядь лову (верші, ятері). Аналізували також улови рибалок-аматорів та підводних мисливців. Біологічному аналізу піддано 15 особин миня річкового. Проби на місці фіксувалися 4,5 % розчином формаліну. Вимірювання проводили на фіксованому та свіжому матеріалі за загальноприйнятою методикою (Правдін, 1966). Для з’ясування морфологічної характеристики популяції миня річкового у степовому Придніпров’ї досліджено 43 пластичні та меристичні ознаки.

Основні біотопи миня річкового у водоймах степового Придніпров’я – ділянки річок із крутими берегами, глинистим або піщаним дном, місця виходу прохолодних джерел, придонні закорчовані ділянки. Зустрічається він як у передгирловій частині річок, так і далеко вгору за течією (60–80 км).

Влітку більшість особин мешкає в рачих норах або під корчами. Зустрічальність особин – 1–2 екз./100 м підводної бровки ріки. У водоймах степового Придніпров’я минь активний у сутінках і вночі. Окремі особини, які досягли статевої зрілості, активні й удень, що доведено виловом екземплярів, які активно живляться (грудень 2011 р., ♂, 1600 г, Дніпровське водосховище).

Середня маса досліджених екземплярів варіювала від 270 до 1600 г. Доведено, що мині одного віку з приток Дніпра та Дніпровського водосховища відрізняються за темпами росту: минь, який мешкає у притоках р. Дніпро, дрібніший.

Аналіз кишечника відловлених особин L. lota показав, що в літні місяці минь не живиться. В усіх особин, упійманих у різний час літнього періоду, всі відділи кишечнику порожні, залишки неперетравленої їжі відсутні. При цьому особини відрізнялися високими показниками вгодованості (3 бали). Особини миня річкового, відібрані в осінньо-зимовий період активно живилися, мали високі показники вгодованості (4–5 балів).

Визначено морфотип миня річкового степового Придніпров’я: D1 9–10, D2 61–93, A 52–85, P 12–23, V 5–10, С 21–25, sp. br 10, f. br 29–31, vert 58 (n = 15).

Аналіз морфологічних ознак річкового миня з різних місць показав, що особини р. Самара та Дніпровського водосховища достовірно відрізняються від риб р. Десна (20 із 32 порівнюваних ознак, у тому числі за 7 меристичними та 24 пластичними), а також від минів р. Прип’ять (22 з 32 ознак) та Латориця (20 із 32 ознак), Верхньотуломського водосховища (22 з 28 ознак).

Відмічено найбільшу мінливість таких ознак: кількість хребців (vert), зябрових тичинок (sp. br.), променів у грудному (P) та висота анального плавця (hА), довжина рила (1r) та нижньої щелепи (mn). Відмінності між популяціями самарського, дніпровського, прип’ятського, деснянського та латорицького минів за окремими ознаками досягають підвидового рівня: СD для ознак P = 1,36; sp.br. = 1,48; vert = (1,31) 1,96; app. pyl. = 2,23.

Отримані результати показують, що у популяції річкового миня степового Придніпров’я ще триває інтенсивний процес формоутворення. Це, на нашу думку, приведе до появи на базі локальних популяцій миня стійких екоморф.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 123-124.

УДК 574:579.83/88(262.5)

С. И. Рубцова

Институт биологии южных морей им. А. О. Ковалевского НАН Украины,
Севастополь, Украина, rsi1976@mail.ru

ASSESSMENT OF OIL PRODUCTS ADVERSE EFFECT
ON COASTAL ZONE OF SEVASTOPOL’ REGION

S. I. Rubtsova

Institute of Biology of the Southern Seas, NAS of Ukraine, Sevastopol’, Ukraine

Прибрежная зона Севастопольского региона активно используется в хозяйственной деятельности и может быть объектом потенциального загрязнения (как со стороны суши, так и со стороны моря). При аварийных разливах нефти в море именно береговая зона наиболее подвержена нефтяному загрязнению. При этом тип берега, его геоморфологические характеристики являются основополагающими при определении чувствительности побережий к нефтяному загрязнению. Цель настоящей работы явилось определение типов берегов Севастопольского региона, ранжирование и оценка их чувствительности к нефтяному загрязнению, построение карты чувствительности берегов.

В современной литературе разработано несколько систем классификации морской береговой линии в зависимости от степени чувствительности берегов к нефтяному загрязнению (Патин, 2008; Baker, 1990; Masaki, 2001; NAS, 2003; Gundlanch, 1978). Для оценки степени негативного воздействия нефтепродуктов на береговую зону использовалась система индексов ESI (Environmental Sensitivity Index), впервые предложенная американскими специалистами в 1976 г. (Jakgueline, 1995). Индекс ESI – индекс экологической чувствительности – базовая интегральная оценка восприимчивости побережья к нефтяному загрязнению. В основе ранжирования лежит качественная и количественная характеристика побережья, то есть связь между строением, структурой берега и физическими процессами, происходящими при попадании нефти на берег. Система индексов экологической чувствительности берегов используется в ряде стран (например, в США (Baker, 1990), Японии (Maski, 2001), России (Патин, 2008; Шавыкин, 2008), Новой Зеландии (Stevens, 2005)) в качестве основы для составления карт экологической чувствительности морского побережья к нефтяному загрязнению, а также планирования мер реагирования на нефтяные разливы. Этот подход получил международное признание и рекомендован для практического использования в рамках национальных и региональных программ готовности к нефтяным разливам (IMO/IPIECA, 1996).

В районе Севастополя мало пляжей, так как известняковый щебень истирается в зоне прибоя и уносится течением на большие глубины. Только в вершинах бухт имеются аккумулятивные формы в виде песчаного материала из мелкой ракуши. Большая часть дна бухт имеет каменистый грунт, практически без наносов. На открытых берегах почти нет наносов, за исключением некоторых бухт, таких как Круглая, Казачья и др., где имеются аккумулятивные формы.

Прибрежные наносы и донные осадки береговой зоны служат показателем состояния акватории, вследствие этого они выступают в качестве одной из основных составных частей системы мониторинга. Физико-химические показатели донных осадков и прибрежных наносов отражают степень их загрязненности, потенциальную возможность противостоять загрязнению. Хлороформэкстрагируемые вещества или хлороформный битумоид – органическое вещество, связанное с тонкими илистыми частицами, и привносимое с загрязнением, накапливается в бухтах повсеместно. Большинство илов содержит значительное количество хлороформного битумоида, что на два–три порядка превышает его количество в натуральных морских осадках (Миронов, 2003; Рубцова, 2005). Особенно выделяются илы бухт Южная, Севастопольская и Стрелецкая (1,00–2,10 г/100 г сух. осадка). В илах б. Карантинная и Камышовая концентрация битумоида снижается до 0,07 г/100 г сух. осадка; невелико содержание его в песках и ракушняках Учкуевки и б. Казачья (0,004–0,20 г/100 г сух. осадка). В илах б. Круглая наблюдается накопление битумоида (0,52 против 0,01–0,02 г/100 г сух. осадка в песках) (Миронов, 2003; Рубцова, 2005).

Поскольку наличие битумоида в таком количестве служит признаком загрязнения донных осадков, большинство исследованных илов следует отнести к донным осадкам III–V степени загрязнения нефтепродуктами (Миронов, 2003; Рубцова, 2005).

Загрязненность подчеркивается имеющимися в донных осадках нефтяными углеводородами: их максимальная величина достигала 1708 мг/100 г сух. осадка, средняя – 634 мг/100 г сух. осадка. Распределяются углеводороды в том же порядке, что и хлороформный битумоид. Средние величины хлороформэкстрагируемых веществ и нефтяных углеводородов, подсчитанные по акваториям, дают основание расположить бухты по степени загрязнения в ряду: б. Южная, Севастопольская, Стрелецкая, Артиллерийская, вершина б. Круглая, б. Камышовая, Карантинная, Казачья. Пески б. Круглая, района Учкуевки, устья б. Севастопольская и ракушняки б. Казачья практически не загрязнены (Миронов, 2003, Рубцова, 2005).

На основе международной классификации ESI нами проведено районирование береговой зоны Севастопольского региона и построена карта чувствительности берегов к воздействию нефти. Используя сочетание перечисленных параметров, каждому участку побережья присваивается базовый индекс чувствительности ESI к нефтяному загрязнению, который варьирует от 1 до 10, где 10 – самые уязвимые участки береговой зоны: индекс 1 – бетонные конструкции и портовые сооружения; 2 – скалистые и каменистые берега; 3 – мелкопесчаные пляжи; 4 – крупнопесчаные пляжи; 5 – песчано-галечные пляжи; 6 – смешанные пляжи (песок, гравий); 7 – литоральные отмели; 8 – плоские гравийно-песчаные пляжи с крупными валами водорослей и трав; 9 – защищенный осыхающий берег; 10 – зарастающие, заболоченные земли.

Проведенные исследования позволяют сделать вывод о том, что берега на большей части Севастопольского побережья (41 %) имеют достаточно высокий по международной шкале ESI индекс чувствительности – 5,6. Берега с индексами 1 и 2 в сумме составляют около 38 % общей протяженности береговой линии. На долю берегов с индексами 3, 4 приходится 10 % берегов, с индексом 7 – 11 % берегов. Таким образом, в Севастопольском регионе доминируют два типа берегов с прямо противоположной способностью к самоочищению от нефти. Это берега с индексами 1, 2, где в случае разливов нефти за счет волнового смыва и других природных процессов нефть удаляется в течение нескольких недель, и берега и с индексами 5, 6, где нефть быстро проникает в отложения и может сохраняться годами. Однако цифры на шкале ESI не представляют собой фактической чувствительности, выраженной количественно, например, ESI 3 не означает трехкратного увеличения по сравнению с ESI 1. Индекс ESI является удобным способом суммирования информации, обозначая уязвимые в экологическом отношении зоны.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 121-123.

УДК 574.58:591.524.11(285.33)

Ю. В. Плигин, Н. И. Железняк, С. Ф. Матчинская, Т. Н. Короткевич

Институт гидробиологии НАН Украины, Киев, Украина, post_mail@hidrobio.kiev.ua

SUCCESSION PROCESSES IN MACROZOOBENTHOS CENOTIC
STRUCTURE OF THE PLAIN RESERVOIRS

Y. V. Pligin, N. I. Zheleznyak, S. F. Matchinskaya, T. N. Korotkevych

Institute of Hydrobiology NAS of Ukraine, Kyiv, Ukraine

Создание водохранилищ на таких крупных реках, как Днепр или Волга, можно считать исключительным по масштабам экологическим экспериментом. После зарегулирования реки плотиной возникает водоем нового типа, как правило, с гидрофизическими признаками озера в нижней части и сохранением характеристик реки в верховье. Процессы перестройки речных экосистем с формированием своеобразных – водохранилищного типа – и соответствующими изменениями многочисленных абиотических и биотических характеристик оказались доступными наблюдению одному поколению исследователей. С первых же лет после возникновения крупных равнинных водохранилищ и на протяжении последующего периода их существования отмечена перестройка сукцессионного характера бентосных ценозов речного типа в ценотические структуры, качественный состав которых отвечал новым экологическим условиям.

В ходе сукцессии зообентоса впервые установлена стадийность этого процесса, которую следует рассматривать как «Правило стадийности развития зообентоса равнинного водохранилища Ф. Д. Мордухай-Болтовского». На первой стадии, длящейся 1–2 года после заполнения водохранилища, происходит разрушение речных ценозов и смешение речной фауны и затопленных водохранилищем пойменных водоемов. В этот период в составе бентоса отмечались теоретически несовместимые компоненты: реофильные олигохеты, хирономиды, поденки и такие прибрежно-фитофильные виды, как Asellus aquatucus Linnaeus, 1758, Limnaea stagnalis (Linnaeus, 1758), Notonecta glauca Linnaeus, 1758, Cloeon dipterum (Linnaeus, 1758) (Оливари, 1967). Далее, на фоне отмирания временных «пойменно-речных» ценозов наступает «хирономусная» стадия, получившая название благодаря массовому развитию на затопленных акваториях личинок хирономиды Chironomus plumosus (Linnaeus, 1758). Вследствие высокой плодовитости и эврибионтности этот вид доминирует как на дне затопленных территорий, так и на акваториях бывших водоемов с биомассой до 30–40 г/м². Третья стадия развития зообентоса водохранилищ начинается с 4–5-го годов после их создания. Ее характерной чертой является дифференциация ценозов соответственно экологическим условиям, формирующимся на определенных участках водохранилищ (степень проточности, тип грунта, глубина, характер зарастания высшими водными растениями и т. п.), что продолжается в течение 10–15 лет и более. В эти годы формируются устойчивые ценозы бентических организмов, качественный состав и количественные характеристики которых максимально отвечают абиотическим условиям биотопов и средообразующему влиянию массовых видов гидробионтов. Как наиболее характерные ценозы, выделенные на акваториях Киевского, Каневского и Кременчугского водохранилищ, следует отметить такие альтернативные по эдафической приуроченности, как Lipiniella arenicola Shilova, 1963 + Cladotanytarsus гр. mancus Walker, 1856, присущий исключительно песчаной литорали с глубинами до 1,5 м, и Chironomus plumosus Linnaeus, 1758 + Limnodrilus hoffmeisteri Claparede, 1862, распространенный в зоне черного глинистого ила на глубоководных акваториях. В дальнейшем, по мере прогрессирующего заиливания ложа водохранилища, которое происходит с различной скоростью в зависимости от количества принесенных взвешенных веществ (абразивнный материал, взвешенное вещество притоков, автохтонный детрит при отмирании фито-, зоопланктона, зообентоса, высшей водной растительности), наступает четвертая стадия сукцессии ценозов зообентоса – биотопического нивелирования. В процессе заиления исчезает разнообразие донных грунтов затопленного русла реки, бывшей поймы и ее водоемов, песчаных биотопов второй боровой террасы. В таких условиях трансформируется и биотопическая специфика донных ценозов в сторону пелофильности состава входящих в их структуру организмов. В днепровских водохранилищах эта четвертая стадия заметна лишь на глубоководных акваториях и в заболачивающихся прибрежных мелководьях. В первом случае расширяется зона обедненных по видовому составу ценозов пелофильных олигохет-тубифицид, нескольких видов хирономид и полихет, однако с высоким уровнем продуктивности. В заболоченном мелководье донные отложения крайне бедны собственно бентосными организмами и содержат фитофильных мигрантов и даже представителей переувлажненных почв. Псаммофильные ценозы, распространенные в прибрежном мелководье днепровских водохранилищ, в условиях ветро-волнового воздействия еще многие годы будут сохранять существующие качественный состав и количественные показатели.

В настоящее время ценозы бентосных организмов во всех днепровских водохранилищах находятся на третьей стадии сукцессии с максимальными показателями экологической дифференциации и видового богатства, что будет продолжаться еще многие десятилетия при существующем гидрологическом режиме.

Учитывая природно-антропогенное происхождение водохранилищ, течение сукцессионного процесса может быть нарушено человеком в случае изменения гидрологического режима, а также проведения широкомасштабных гидротехнических работ (дноуглубление, разработка подводных карьеров, берегоукрепление, мелиорация мелководий).

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 119-121.

УДК 574.64:594.38

Т. В. Пинкина, Н. В. Храпийчук

Житомирский национальный агроэкологический университет,
Житомир, Украина, pinkinatv@yandex.ru

ASSEMBLED INFLUENCE OF RADIOACTIVE AND HEAVY METALS
POLLUTION ON BIOLOGICAL CHARACTERISTIC OF THE POND
SNAIL LYMNAEA STAGNALIS

T. V. Pinkina, N. V. Khrapiychuk

Zhytomyr National Agroecological University, Zhytomyr, Ukraine, pinkinatv@ yandex.ru

Авария на ЧАЭС привела к выбросу в окружающую среду большого количества радиоактивных веществ искусственного происхождения. Значительная часть радионуклидов в виде аэрозолей попала в поверхностные воды (Гродзинський, 1993). Радиоактивное загрязнение водоемов достигло экологически значимого уровня, что проявилось в функционировании биоты водоемов. В гидроценозах Украины в больших количествах также выявлены ионы тяжелых металлов.

В зообентосе многих водоемов Украины и смежных регионов доминирующее значение принадлежит моллюскам. Поэтому в качестве тест-объекта для проведения исследований выбран обычный представитель гидрофауны Центрального (Житомирского) Полесья – моллюск прудовик озерный Lymnaea stagnalis Linnaeus, 1758.

В последнее время внимание исследователей привлекает проблема комбинированного влияния ионизирующей радиации и других химических агентов, в частности, тяжелых металлов на гидробионтов. Наибольшую актуальность имеет исследование синергизма при влиянии малых доз радиации в комбинации с невысокой концентрацией химического вещества: отдельно взятые они могут практически не проявлять вредного действия на организм водных животных. Поэтому, чтобы проверить усложняет ли радиационный фактор протекание патологического процесса вызванного отравлением моллюсков тяжелыми металлами, проведено исследование особенностей репродукции животных при совместном действии на них последствий радиационного влияния и пребывания в растворах разных концентраций тяжелых металлов.

Тяжелые металлы в использованных концентрациях вызывают существенные изменения биологических показателей прудовика озерного взятого из радиоактивно загрязненного водоема. На протяжении 70 суток эксперимента группой контрольных животных, взятых из условно чистого водоема (р. Тетерев, г. Житомир), в общем отложено в 1,5 раза больше кладок чем моллюсками из неблагополучного в отношении радионуклидов водоема (р. Лозница, Народичский район, ІІ зона). Прудовики из радиоактивной зоны, помещенные в растворы с Zn²⁺, Co²⁺, Mn²⁺ всех исследованных концентраций, откладывают в 1,8–2,0 раза меньшее количество синкапсул.

Статистически достоверные различия в количестве кладок не зафиксированы лишь при нахождении моллюсков в растворах подпороговых концентраций Cd²⁺. Наименьшее количество синкапсул выявлено в растворах подпороговых концентраций Zn²⁺ (12 ± 1), где, очевидно, очень медленно включаются механизмы адаптации, и в растворах хронических летальных концентраций Co²⁺ (9 ± 1), где отравление быстрее, чем в растворах других металлов достигает своих пределов. Наибольшее количество синкапсул отложено в растворах с Ni²⁺ всех исследованных концентраций. Длина синкапсул отложенных прудовиками из зоны радиоактивного загрязнения, изменяется незначительно, хотя все же эти моллюски в большинстве своем образуют кладки несколько меньших размеров, сравнительно с контрольной группой животных. Статистически достоверные отличия этого показателя наблюдаются только при влиянии сублетальных и хронических летальных концентраций ионов цинка, причем, при действии первых – значения длины синкапсул больше контрольных, а при действии вторых – меньше. При влиянии токсикантов яйцевые капсулы, отложенные моллюсками из р. Лозница, имеют в большинстве случаев меньшие размеры, в сравнении с контрольными значениями.

В растворах, содержащих ионы кобальта всех исследованных концентраций, размеры яйцевых капсул достоверно меньше контрольных. То же наблюдается при влиянии подпороговых и хронических летальных концентраций Zn²⁺ и Cu²⁺, и подпороговых концентраций Cd²⁺.

Исследуя аномалии в строении синкапсул, отложенных прудовиками из зоны радиоактивного загрязнения, отмечены такие же их типы, как и у моллюсков, которые подвергались воздействию только лишь тяжелых металлов (Пинкина, 2008). Однако следует отметить, что частота встречаемости почти всех тератогенных нарушений в данном случае является в 1,5 раза большей. Чаще всего встречается слабая спирализация тяжа с яйцевыми капсулами, многозиготность яйцевых капсул и наличие яйцевых капсул за синкапсулой. Достаточно частой аномалией является также удвоение яйцевых капсул и наличие яйцеклеток без яйцевых капсул за пределами синкапсулы.

Появлением большего количества тератогенных нарушений можно частично объяснить снижение жизнеспособности молоди, рождающейся от родителей, которые подверглись радиоактивному влиянию, а это в свою очередь влияет на показатели выживания молодых прудовиков в токсической среде.

Продолжительность эмбриогенеза продлевается у прудовиков из р. Лозница при пребывании их в растворах тяжелых металлов в среднем на 1–2 суток, но молодь оставляет синкапсулы интенсивнее (продолжительность выклева составляет 3–5 суток). Похожую картину мы наблюдали в контрольных опытах только при влиянии самых высоких концентраций тяжелых металлов использованных в эксперименте.

Нами исследовано также количество яйцевых капсул, отложенных прудовиками в синкапсулы, и доли молодых моллюсков, которые успешно завершили эмбриональное развитие и вылупились. Эти данные сопоставляли с полученными в опытах, где токсическому влиянию подвергались моллюски с условно чистых в отношении радионуклидов водоемов. Все полученные значения обсуждаемых показателей были меньшими контрольных. Количество яйцевых капсул в синкапсулах прудовиков из радиоактивной зоны, которые находились в растворах разных концентраций тяжелых металлов, достоверно уменьшается в 1,5–2,3 раза. Это, в свою очередь, уменьшает показатели вылупления молоди.

Одной из причин уменьшения количества яйцевых капсул в кладках прудовика может быть нарушение спирализации, когда яйцевые капсулы уложены в синкапсулах рыхло. Из-за этого при такой же, как у контрольной группы длине кладок, яйцевых капсул в них в два раза меньше.

Значения показателей вылупления молоди являются в среднем в 1,5 раза меньшими полученных в контроле. Самые низкие их значения наблюдались в растворах с Co²⁺, где они являются меньшими в 1,7–1,8 раза. Стимулирующего действия растворов сублетальных концентраций тяжелых металлов, которое имело место в контрольном опыте, в основном эксперименте не отмечено. Подпороговые концентрации ионов тяжелых металлов водной среды в данном случае нельзя считать недействующими: доля вылупленных ювенильных особей в таких растворах в 1,3–1,5 раза меньше контрольных значений. Размываются также границы в реагировании на сублетальные и хронические летальные концентрации: последние уже не выступают как такие, которые исключительно стойко угнетают вылупление молоди.

Полученные результаты свидетельствуют, что ионизирующее излучение является отягчающим фактором для животных, которые подвергаются действию токсикантов. Наблюдается синергизм радиационного фактора и тяжелых металлов на репродуктивную систему моллюсков.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 117-119.

УДК 577:574.64:594.38

Т. В. Пінкіна, Р. Л. Ущапівська

Житомирський національний агроекологічний університет,
Житомир, Україна, pinkinatv@yandex.ru

INFLUENCE OF HEAVY METALS IONS IN AQUATIC ENVIRONMENT
ON THE PHYSIOLOGICAL RESPONSE OF LYMNAEA STAGNALIS (MOLLUSCA, PULMONATA)

T. V. Pinkina, R. L. Ushchapivska

Zhytomyr National Agroecological University, Zhytomyr, Ukraine

Антропогенний тиск на водні екосистеми призводить до значного їх забруднення токсикантами різної хімічної природи. Особливе місце у цих процесах займають важкі метали (Коновалов, 1993), зокрема Cu, Zn, Co, Mn, Ni, Cd. Гідробіонти реагують на забруднення середовища різноманітними функціональними порушеннями, які виразно прослідковуються при подовженні тривалості впливу токсичної речовини на організм. Порівняльне вивчення різних функціональних систем організму дозволяє визначити найслабше місце у комплексі порушень, дає можливість обґрунтовано говорити про токсичний ефект і порогову концентрацію полютанта.

Як об’єкт дослідження обрано ставковика озерного – Lymnaea stagnalis (Linnaeus, 1758) – одного з найзвичайніших представників прісноводної малакофауни України. У дослідах використано 716 особин однорозмірних ставковиків (середня висота черепашки – 39,7 ± 2,2 мм), зібраних у ріпалі р. Тетерів (правий доплив Середнього Дніпра) в околицях Житомира (Центральне Полісся) у 2009–2010 роках. Токсикологічні досліди виконано за методикою В. А. Алексєєва. Як токсиканти використано іони важких металів: Cu²⁺, Zn²⁺, Co²⁺, Mn²⁺, Ni²⁺, Cd²⁺. Усі застосовані у дослідах розчини готували на дехлорованій відстоюванням (протягом доби) воді з житомирської водогінної мережі. Тривалість досліду – 70 діб.

У лабораторії для здійснення тривалих спостережень молюсків по 5 особин розміщали у скляні трилітрові ємності. Ставковикам як корм давали листя кульбаби.

Попередніми дослідами встановлено зони токсичного впливу досліджуваних полютантів із використанням рибогосподарсько-токсикологічного підходу, за якого виділяють летальні (гострі та хронічні), сублетальні, стимулюючі та недіючі концентрації. Процес отруєння ставковика іонами важких металів носить фазовий характер. На початкових етапах отруєння пристосування до умов токсичного середовища відбувається за рахунок змін поведінки тварин. Майже одночасно з ними реєструються швидкі фізіологічні захисно-пристосувальні реакції.

Серед найперших фізіологічних реакцій молюсків, підданих дії токсикантів, варто відзначити ослизнення тіла через посилення секреторної активності залозистих клітин, локалізованих у покривах тіла. Слиз товстим шаром вкриває тіло тварин, являючи собою певну перепону для дифузії токсиканту з навколишнього середовища в організм. Це швидка захисна фізіологічна реакція. Сильне ослизнення тіла реєстрували у переважної більшості ставковиків протягом перших двох годин експозиції у токсичних середовищах. У подальшому шар слизу, як правило, не потовщувався (в окремих випадках, навіть, потоншувався) внаслідок коагуляції та відшарування від тіла у вигляді пластівців.

Слабкий і помірного ступеня набряк також можна розглядати як одну із швидких захисних фізіологічних реакцій. Відомо (Вискушенко, 1999), що обводнення тканин до певного рівня (коли вміст води в організмі молюсків досягає 85–86 % загальної маси) – захисно-пристосувальна реакція, скерована на виживання у несприятливих умовах середовища. Порушення водного балансу у межах 10 % сумісне з життям. Помірне накопичення води має значення для детоксикації, оскільки відбувається «розведення» нею токсичних речовин, які потрапили до організму молюсків. Зі збільшенням маси тіла зменшується кількість токсичних речовин, яка припадає на одиницю маси тіла (зменшується доза). Обводнення тканин може сприяти посиленому надходженню кисню у клітини та інтенсифікації дихання. Проте відомо (Колупаев, 1989), що накопичення надлишкової кількості води у тілі молюсків, яких тривалий час утримували у розчинах із концентраціями токсикантів із діапазону витримуваних, обумовлене порушенням роботи видільної системи та зменшенням осмотичної концентрації видільних секретів. Ці патологічні зміни призводять до прогресуючого збільшення маси (у середньому на 16–25 %) та розвитку набряку тіла, об’єм якого збільшується у 1,5–2,0 раза. Затримка та накопичення великої кількості води у тілі молюсків призводить до стискання клітинних елементів ділянок їх тіла, що набрякають, до порушення тканинного обміну, дистрофічних і некротичних змін клітин, їх загибелі та зниження функцій набряклого органу. Інтенсивний позитивний водний баланс свідчить про порушення у тварин водного обміну, що обумовлене збільшенням концентрації двоокису вуглецю в крові. У токсичному середовищі за гостролетальних концентрацій спостерігається зростання негативного водного балансу.

При підвищених концентраціях іонів важких металів (хронічні летальні та витримувані концентрації) порушується імунний захист організму, діяльність ендокринної та нервової систем, спостерігаються чисельні відхилення обміну речовин, розвивається гіпоксія тканин і низка інших аномалій.

Відмінною фізіологічною особливістю гідробіонтів (зокрема, досліджуваних молюсків) є існування двох шляхів надходження неорганічних іонів до їх організму. Один із них обумовлений абсорбцією іонів безпосередньо з води через покриви тіла, інший – пероральний – пов’язаний із проходженням речовин, що всмокталися у кишечнику, до гепатопанкреасу. У ході досліджень зроблено висновок, що процес живлення рослиноїдних молюсків характеризується інтенсивністю, регулярністю і працемісткістю. У процесі живлення із субстрату зішкрибається маса обростань, а засвоюється з неї лише невелика частина. Оскільки рослини – концентратори іонів важких металів, по харчових ланцюгах стає можливою передача важких металів від продуцентів подальшим його ланкам, у тому числі й молюскам-фітофагам.

Нами особливої уваги надано особливостям живлення тварин у токсичному середовищі, оскільки показником чутливості їх до дії токсикантів може бути і трофічна поведінка (інтенсифікація або пригнічення споживання корму). За високих концентрацій токсикантів завжди спостерігається пригнічення живлення. У сублетальних концентраціях у перші два тижні молюски, як правило, споживають менше корму, ніж у нормі, а згодом – більше, ніж у нормі. Причина цього – необхідність протистояти патологічним змінам, що відбуваються в організмі тварин за дії токсикантів.

З’ясовано зв’язок між живленням і репродуктивною функцією молюсків. Голодування призводить до прогресивного зменшення кількості яєць, хоча маса яєць при цьому не зменшується. Дванадцять діб голодування зазвичай цілком зупиняють роз­множення. За голодування зникають деякі стадії сперматогенезу та оогенезу. Як тільки годування тварин відновлюється – кількість яєць збільшується. Чим коротші періоди голодування – тим швидше молюски починають розмноження, і навпаки.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 115-117.

УДК 574.64:594.38

Т. В. Пінкіна, Л. М. Прут

Житомирський національний агроекологічний університет,
Житомир, Україна, pinkinatv@yandex.ru

MONITORING OF HYDROBIONTS STATE BY PECULIARITIES
OF LYMNAEA STAGNALIS OVIPOSITION AND CLUTCH STRUCTURE
IN THE ENVIRONMENT CONTAINING HEAVY METAL IONS

T. V. Pinkina, L. M. Prut

Zhytomyr National Agroecological University, Zhytomyr, Ukraine

Із кожним роком зростає концентрація важкиx металів у внутрішніх водоймах України. Це визначає актуальність проблеми вивчення впливу підвищених концентрацій цих речовин на водні екосистеми. Актуальний також пошук тест-реакцій організмів, які чітко та швидко могли б свідчити про наявність полютанту у середовищі.

Серед найефективніших показників, за допомогою яких можна розробити методи визначення речовин, що негативно впливають на водні гідроценози, є розмноження гідробіонтів (Строганов, 1971), зокрема, легеневих молюсків. Проте особливості репродукції молюсків у середовищі, що містить важкі метали, вивчені недостатньо.

Відомо, що відтворювальна функція організмів володіє здатністю протистояти токсичній дії отрут, але завжди до певної межі (Мелиян, 1991). Встановлено (Юрчинский, 2004), що зміна інтенсивності відкладання яєць ставковиками залежить від якості середовища, яке їх оточує, і знижується при утриманні молюсків у забрудненому середовищі. Якщо молюски опиняються у критичних умовах, вони докладають більше зусиль для відтворення.

Нами встановлено, що тривалість відкладання синкапсул ставковиком озерним (Lymnaea stagnalis (Linnaeus, 1758)) у чистій воді в лабораторній культурі коливається в межах 16–23 хв. У токсичному середовищі за впливу сублетальних концентрацій іонів важких металів, за стимуляції статевої функції, тривалість овіпозиції дещо скорочується (12–16 хв.). Із пригніченням репродукції у розчинах хронічних летальних концентрацій досліджуваних полютантів тривалість відкладання синкапсул триває (18–28 хв.).

Протягом 70 діб досліду групою контрольних тварин, які перебували у чистій воді, відкладено у середньому 84 ± 7 синкапсул. Цей показник не перевищено за перебування ставковиків у жодному з розчинів шести досліджуваних іонів важких металів. Від 72 до 81 % кладок відкладено вночі. У розчинах з Cu²⁺ (4∙10^–8 мг/дм³), Ni²⁺ (усіх досліджуваних концентрацій), Zn²⁺ (0,005, 0,5 мг/дм³) кількість відкладених синкапсул перевищує 50 % від контролю (52–66 %). У решті розчинів цих та інших досліджуваних металів кількість відкладених молюсками синкапсул коливається від 44 до 14 % порівняно з контрольною групою тварин.

Довжина синкапсул L. stagnalis у розчинах іонів важких металів змінюється статистично достовірно. У розчинах хронічних летальних концентрацій усіх шести металів довжина кладок у 1,2–1,3 раза менша від тих, що відкладені в контрольних розчинах. За впливу сублетальних концентрацій Cu²⁺, Ni²⁺, Mn²⁺ кладки дещо довші за контрольні, а в усіх розчинах підпорогових концентрацій і за впливу сублетальних концентрацій Cd²⁺, Zn²⁺, Co²⁺ значення довжини синкапсул у 1,1–1,2 раза менші за контрольні.

Середні величини довжини яйцевих капсул майже в усіх розчинах досліджува­них іонів менші контрольних значень у 1,1–1,2 раза. Виняток становлять собою лише розміри яйцевих капсул, відкладених у розчинах підпорогових і сублетальних концентрацій Zn²⁺ і хронічних летальних концентрацій Co²⁺, де вони дещо більші за контрольні значення. В означених розчинах іонів кобальту яйцеві капсули найкрупніші (1,52 мм відносно 1,35 мм у контролі). Найменших розмірів (1,14 мм) яйцеві капсули відкладені ставковиками у розчинах хронічних летальних концентрацій іонів кадмію.

Вплив важких металів на статеву систему ставковика призводить до послаблення гомеостатичної регуляції, що призводить до порушення узгодженості роботи її відділів і, як результат, до появи різних аномалій у будові синкапсул. Відхилення від нормальної морфології кладок яєць у розчинах важких металів різних концентрацій різноманітні за етіологією та проявами: відсутність яйцевих капсул у синкапсулі; слабка спіралізація тяжа з яйцевими капсулами; багатозиготність яйцевих капсул; однорядне розміщення яйцевих капсул у синкапсулі; зрощення декількох яйцевих капсул звичайного розміру в одну велику; відсутність яйцеклітини в яйцевій капсулі; мала кількість яйцевих капсул у синкапсулі; здвоєння яйцевих капсул; наявність яйцевих капсул і яйцеклітин поза синкапсулою.

Більшість порушень будови синкапсул належить до групи морфологічних аномалій, які не впливають на ембріогенез. Такі ж аномалії зустрічаються й у кладках контрольної групи тварин, проте їх відношення щодо кладок, отриманих у молюсків за перебування в токсичному середовищі, становить у середньому 1:5.

За перебування молюсків у розчинах підпорогових концентрацій кількість аномалій у будові кладок дорівнює такій у контролі, що вказує на стійкість статевої системи при незначному впливові токсиканту. Кількість порушень у будові синкапсул зростає зі зростанням концентрацій полютантів, і за впливу розчинів хронічних летальних концентрацій іонів металів співвідношення показників у контрольної групи щодо отриманих у токсичному середовищі становить 1:7,5. Кількість аномалій не залежить від природи важких металів.

Деякі морфологічні аномалії синкапсул ставковика впливають на протікання ембріогенезу та життєздатність зародків. Серед таких ми спостерігали розміщення яйцеклітин за межами яйцевих капсул, викликане дисгармонією у функціонуванні гермафродитної залози та придаткових залоз яйцеводу (у першу чергу – білкової). Зменшення розмірів яйцевих капсул пов’язане з гіпофункцією білкової залози на початку або в кінці проходження потоку яйцеклітин, що овулювали, через квадривій, а також прискореним виведенням яйцевих капсул із квадривія. Часто воно супроводжується відсутністю яйцеклітин у капсулах. Поява ущільнених міжкапсульних тяжів – наслідок зміни властивостей секретів, які виробляються придатковими залозами яйцеводу. При порушенні функцій матки повністю непрозорими стають усі синкапсули.

Несправжня поліембріонія – явище, коли в одній яйцевій капсулі випадково опиняються дві або більше яйцеклітин, звичайна в кладках ставковика озерного, проте за впливу токсикантів таке явище спостерігається на 28 % частіше, ніж у контрольної групи тварин. Найбільша кількість таких аномалій виявлена у розчинах сублетальних концентрацій іонів кадмію та цинку, що можна пояснити інтенсивною овуляцією яйцеклітин, викликаною активним паруванням молюсків.

Таким чином, ушкодження механізмів регуляції розмноження ставковиків із підвищенням концентрації полютанту у середовищі призводить до зростання плідності (у 1,2 раза). Аномалії у будові синкапсул ставковика у розчинах сублетальних концентрацій іонів важких металів зустрічаються у 5 разів частіше, а в розчинах хронічних летальних концентрацій – у 7,5 раза частіше, ніж у контрольної групи. За впливу хронічних летальних концентрацій важких металів до 20–27 % синкапсул завмирають.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 112-114.

УДК 591.524.12(285.33)

О. В. Пашкова

Інститут гідробіології НАН України, Київ, Україна, hydrobiol@igb.ibc.com.ua

PRINCIPAL TYPES OF SUCCESSIONS IN THE PELAGIC
ZOOPLANKTONIC CENOSES IN THE DNIEPER RESERVOIRS

O. V. Pashkova

Institute of Hidrobiology NAS of Ukraine

Проходження екологічної сукцесії пелагічних зоопланктоценозів при створенні водосховища на великій рівнинній річці визначається низкою факторів, основними з яких є морфометричні характеристики водосховища та його розташування в каскаді. Перший фактор обумовлює тип водосховища (річкове, озерно-річкове, озерне), іншими словами, його гідрологічний режим, особливості якого, у свою чергу, визначають розвиток усіх компонентів біоти. Місце ж водосховища в каскаді обумовлює джерело постачання планктонних організмів. У верхньокаскадному водосховищі це джерело – річка, тому у верхів’ї водойми угруповання носить потамо-лімнофільний, у середині – проміжний, а на нижній ділянці – лімнофільний характер. У верхню частину внутрішньокаскадного водосховища з вищерозташованої водойми надходить вже сформований лімнофільний зоопланктон, який транзитом прямує до низу, як правило не встигаючи зазнати при цьому помітних змін і залишаючись відносно одноманітним по всій акваторії. Дослідження сукцесії пелагічного зоопланктону як адаптації до трансформації лотичних гідроекосистем у лентичні в дніпровських водосховищах різного типу – верхньокаскадному Київському та внутрішньокаскадному Канівському – проведене із залученням, крім власних, і літературних даних (Коханова, Литвиненко, 1977; Марковський, 1949; Травянко, Цееб, 1967).

За морфометричними показниками Київське водосховище відноситься до великих, долинних, з елементами озерності, незначно глибоких. Його коефіцієнт видовженості складає приблизно 13, глибоководності – 0,5, а інтенсивності водообміну влітку – 0,6. Канівське водосховище також є великим і незначно глибоким, але долинним. Його від­повідні коефіцієнти більші за такі Київського приблизно в 1,5–2,0 раза, складаючи 22,0, 0,7 і 11,1. Разом із цим, оскільки глибоководна зона цих водойм поділяється на декілька відмінних між собою частин, нами окремо розглянуто їх верхні та нижні частини.

Почнемо з верхньої частини Київського. Що стосується загальної кількості видів, то, як і в інших місцях, скоріше за все їх було приблизно однаково (50–70) і в річці, й у водосховищі, до того ж вони були фактично одними й тими самими. Досить схожими були й домінантні комплекси видів зоопланктону. На відповідній ділянці річки цей комплекс утворювали Asplanchna priodonta Gosse, 1850, Brachionus urceus (Linnaeus, 1758), B. calyciflorus Pallas, 1766, B. angularis Gosse, 1851, Diaphanosoma brachyurum (Lievin, 1848), Moina micrura (Hellich, 1877), Bosminopsis deitersi Richard, 1897, Bosmina longirostris (O. F. Muller, 1785). У водосховищі ж серед цих видів додатково з’явились Asplanchna sieboldi (Leydig, 1854), Filinia longiseta (Ehrenberg, 1834), Acanthocyclops americanus (Marsh, 1893), а B. urceus, B. deitersi – зникли. Як бачимо, і там, і там провідну роль за кількістю видів відігравали коловертки, складаючи 50 і 55 % відповідно. Індекс подібності Жаккара за домінантними видами також був досить великим – 55 %. Чисельність зоопланктону також змінилася не сильно. Загальна чисельність у річці складала 213,2, а у водосховищі – 103,9 тис. екз./м³, тобто у процесі сукцесії зменшилась лише удвічі. Біомаса ж збільшилась у стільки ж разів (з 0,532 до 0,989 г/м³). Структура угруповання перебудувана достатньо суттєво. Якщо в річці серед систематичних груп за біомасою переважали представники Rotatoria (66 %), то у водосховищі – Cladocera (65 %), хоча частка Rotatoria тут також не мала (26 % біомаси). У нижній частині Київського водосховища подібність групи домінантів і субдомінантів зоопланктону з річкою була дуже низькою. Якщо на відповідній нижній ділянці річки це були ті самі види, що і на верхній, до яких приєднались Bipalpus hudsoni (Imhof, 1891), Brachionus quadridentatus Hermann, 1783, F. longiseta, то у водосховищі – A. priodonta, Lecane (Monostyla) bulla (Gosse, 1886), Daphnia longispina (O. F. Muller, 1785), D. cucullata Sars, 1862, B. longirostris, Leptodora kindtii (Focke, 1844), Heterocope caspia Sars, 1897, A. americanus, тобто якщо в річці за кількістю видів більше було коловерток (63 %), то у водосховищі – гіллястовусих ракоподібних (50 %). Індекс подібності Жаккара за домінантами також дуже малий – 12 %.

Зоопланктон нижньої частини водосховища також зазнав змін, особливо його загальна біомаса, яка збільшилась у 12,5 раза – з 0,702 до 8,672 г/м³. Чисельність же, навпаки, зменшилась – в 1,5 раза – з 313,7 до 237,1 тис. екз./м³. Відчутні перетворення стались і в структурі угруповання. У річці лідерство за біомасою ділили між собою представники Cladocera та Rotatoria, складаючи 55 і 39 % відповідно, у водосховищі ж панування повністю перейшло до Cladocera, які склали 92 % біомаси.

У Канівському водосховищі, на відміну від Київського, сукцесійні процеси у зоопланктоні верхньої та нижньої частин пройшли майже ідентично, тобто обидва водосховищні угруповання стали відрізнятись від річкових однаковою мірою. Особливо кардинальні зміни відбулись в якісному складі. У річці на відповідній верхній ділянці до складу домінуючого комплексу видів входили B. hudsoni, A. priodonta, B. quadri­dentatus, B. urceus, B. calyciflorus, B. angularis, F. longiseta, D. brachyurum, M. micrura, B. deitersi, B. longirostris, на нижній – ці ж види, крім B. hudsoni, B. quadridentatus, B. urceus, F. longiseta. Отже, у фауністичних спектрах домінантних видів обох ділянок річки перше місце посідали знову ж таки коловертки, складаючи 43–64 %. У той же час в обох частинах водосховища найбільша частка (54–57 %) серед домінантів стала належати гіллястовусим, а коловертки зовсім зникли з їх складу. Це були D. brachiurum, D. longispina, D. cucullata, Ceriodaphnia quadrangula (O. F. Muller, 1785), Chydorus sphaericus (O. F. Muller, 1785), B. longirostris, Bosmina coregoni Baird, 1857, L. kindtii, Eurytemora affinis (Poppe, 1880), Eudiaptomus graciloides Lill., 1888, H. caspia, Cyclops strenuus Fisch., 1881, A. americanus, Mesocyclops leuckarti Claus, 1857, Thermocyclops crassus (Fisch., 1853). Видова подібність домінантів за Жаккаром також була дуже низькою – індекс дорівнював 9–11 %.

На відміну від якісного складу, чисельність зоопланктону у процесі сукцесії зазнала невеликих змін, особливо в нижній частині водосховища, де залишилась майже такою ж самою (було 611,7, стало 542,5 тис. екз./м³), а біомаса збільшилась лише в 1,5 раза (з 2,579 до 3,694 г/м³). У верхній частині чисельність також не змінилась (було 313,7, стало 316,9 тис. екз./м³), а біомаса збільшилась приблизно в 5,5 раза (з 0,702 до 3,771 г/м³). У структурі мали місце досить серйозні перебудови. Якщо на верхній ділянці річки угруповання було кладоцерно-ротаторним (із частками 55 і 39 % відпо­відно), а на нижній – ротаторним (85 %), то в обох частинах водосховища вони стали кладоцерними (із частками 84 і 72 % відповідно).

У результаті сукцесії при перетворенні біотопу з річки на водосховище пелагічний зоопланктон зазнає якісних і кількісних змін і трансформується з річкового (потамофільного) у водосховищний – зоопланктон нового типу, проміжний між потамо- і лімнофільним (озерним). При дослідженні окремих частин деяких водосховищ Дніпра встановлено, що процеси формування зоопланктону в них пройшли за трьома типами. Перший – утворення у верхній частині верхньокаскадного Київського водосховища річково-водосховищного угруповання, особливістю якого якісна та кількісна подібність до річкового. При другому типі проходження сукцесії у нижній частині Київського водосховища виникло долинно-озерне водосховищне угруповання, якому притаманна докорінна відмінність від річкового зоопланктону, особливо за деякими кількісними параметрами. При формуванні зоопланктону за третім типом в обох частинах внутрішньокаскадного Канівського водосховища утворились долинні водосховищні угруповання, яким також властива відмінність від таких у річці, більша за якісними, менша – за кількісними характеристиками.

Процес становлення пелагічного зоопланктону водосховищ протікає дуже швидко – протягом лише декількох місяців або тижнів і аж ніяк не декількох років. Водосховищний зоопланктон утворюється не внаслідок злиття «біофондів», тобто зоопланктоценозів вихідних затоплених водойм (заплавних водойм, русел річок і гирлових ділянок їх приток, заток і прибережжя), а в результаті внутрішніх процесів як у популяціях, так і ценозах і біоценозах. Якщо ж зоопланктон і збагачується за рахунок зовнішніх надходжень, то на дуже короткий час, бо всі екологічно чужорідні види (прибережні, фітофільні, придонні, річкові та ставкові) в глибоководній зоні на течії швидко гинуть. На відміну від угруповань глибоководдя, зоопланктоценози мілководь формуються декілька років через повільне виникнення та розвиток цих місцеперебувань, зокрема, заростання їх вищою водяною рослинністю.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 110-112.

p style=»text-align: justify;»

UDC 595.143:591.813(282.256.341)

CHROMOSOME SET OF BAIKAL ENDEMIC LEECH

A. Natyaganova, I. Kaygorodova

Limnological Institute of Siberian Branch of Russian Academy of Sciences,
Irkutsk, Russia, avn@lin.irk.ru; irina@lin.irk.ru

ХРОМОСОМНЫЙ НАБОР ЭНДЕМИЧНОЙ ДЛЯ БАЙКАЛА ПИЯВКИ

A. Натяганова, И. Кайгородова

Лимнологический институт СО РАН, Иркутск, Россия

Baikal is the oldest (25–30 MY), the deepest (1637 m), the largest (23,000 km³) repository of fresh water of the planet (20 % drinking water) (Lake Baikal: Evolution and Biodiversity, 1998). The lake has a unique complex of living organisms (1550 animal species and over 1000 species of plants), which are adapted to a variety of environmental conditions, having mastered and repopulating the diversity of habitats from interstitial zone to maximal depths (Lake Baikal and its Catchment area, 2002). Despite a 200-year history of limnological studies, Baikal is still full of «white spots», one of them is the fauna of parasitic annelids. Baikal leeches demonstrate a high level of biological diversity (11 genera) and endemism, both at the genus level and at the species level. These species are adapted to living in cold, clean, oxygenated water and fed by the Baikal endemic animals: bullheads, amphipods, and perhaps other groups. If the modern approaches have been successfully applied to clarify the phylogeny of both European and North American leeches, the evolutionary history and phylogeny of the unique Baikal fauna remains to be examined.

Сhromosomes set analyses are regarded as a source of useful information for solving taxonomic problems of leeches (Cichocka, Bielecki, 2008). Moreover, a careful karyological study of this group using methods of differential staining and molecular cytogenetic analysis is very promising for understanding the process of speciation (Vitturi et al., 2002). To date, the numbers of chromosomes were specified for 22 species from about 500 world known species of the Hirudinea.

In this study we investigated the chromosome set of the Baikal endemic species of leeches Baicalobdella torquata (Grube, 1871), parasitic on Eulimnogammarus verrucosus (Gerstfeldt, 1858) (Crustacea, Amphipoda). Amphipods were collected in May 2011 on sandy-rocky ground in the coastal zone of Southern Baikal from depth 0.3–0.5 m. Incidence of leech infection on collected amphipods was up to 30 %, with intensity – from 1 to 5 specimens of parasites per individual. Air-dried cytological preparations of these leeches were made from the sperm sacs after colchicine pretreatment. Microscopic analysis showed that there are 30 double-armed chromosomes in mitotic metaphase plates. These chromosomes are rather small; their lengths are 1–3 µm. 15 bivalents (2–7 µm) clearly revealed at the stage of diakinesis-metaphase-I. Comparison with the currently available data (Cichocka, Bielecki, 2008; Utevsky et al., 2009) leads to the conclusion that the Baikal endemic leech species B. torquata has a unique set of chromosome (n = 15, 2n = 30) and karyologically differ of all known taxa.

Acknowledgements. This research was supported by RFBR grants # 11-04-90452, # 11-04-01394.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 109.

УДК 576.895.771:632.951.2

А. Т. Мутушева

Павлодарский государственный педагогический институт, Павлодар, Казахстан

ASSESSMENT OF INSECTICIDES EFFECTIVE INFLUENCE
ON NON-TARGET HYDROFAUNA

A. T. Mutusheva

Pavlodar State Pedagogical Institute, Pavlodar, Kazakhstan

В рамках концепции устойчивого развития проблема оценки влияния биоэкосовместимых препаратов на окружающую среду и биоту, разработка критериев профилактических комароистребительных мероприятий, прогнозирование этого процесса с учетом гидрологических и температурных факторов, изучение фауны и экологических особенностей кровососущих комаров Павлодарского Прииртышья являются весьма актуальными. Многообразие и высокая вредоносность кровососущих комаров диктует необходимость проведения мероприятий, ограничивающих их численность в различных биотопах.

В качестве инсектицидов против личинок кровососущих комаров применялись ювенильный перитроид Димилин 48 % суспензионный концентрат и бактериальный препарат, водная суспензия (Vectobac 12 AS) и Вектобак В. Р. Г., водорастворимые гранулы (Vectobac WDG).

Выбранные инсектициды соответствовали «Перечню препаратов для применения и испытания для борьбы против кровососущих насекомых» из методических указаний, утвержденных Главным государственным санитарным врачом РК.

Местом испытания послужили разных типов водоемы (копанки, канавы, ямы). В период проведения исследований в водоемах установлено наличие 5 видов кровососущих комаров: Culex p. pipiens, C. modestus, Anopheles messeae, Aedes v. vexans, Ae. c. dorsalis всех стадий. Во время учетов велся также качественный и количественный сбор гидробионтов, стандартным гидробиологическим сачком. Сборы фиксировали в 70 % этиловом спирте. Фиксированный материал разбирали в лабораторных условиях и определяли видовую принадлежность до ближайшего надежно диагностируемого таксона. Для определения эффективности действия препаратов, учеты проводили непосредственно перед обработкой, через 36, 72 часа, через 5, 10 суток после обработки, в некоторых вариантах – через 24 и 48 часов после обработки. Для обработки водоемов использован ранцевый ультромалообьемный опрыскиватель AU-8000 «Микронер» (Англия), размер капель – 200 микрон.

Эффективность действия препарата на личинок кровососущих комаров рассчитана по модифицированной формуле Аббота: E = 100·(1–Ni/No·Ko/Ki).

Полученные результаты показывают, что численность личинок комаров резко сокращается уже в течение первых трех суток после обработки препаратами. Эффективность препаратов при испытаниях в различных дозировках составила:

– Вектобак 12 в. р. г., дозировкой 0,4 кг/га – 32,5 и 55,3 %;

– Вектобак 12 в. р. г., дозировкой 0,6 кг/га – 96,1 и 98,9 %;

– Вектобак 12 в. р. г., дозировкой 0,8 кг/га – 98,1 и 100,0 %;

– Вектобак 12 в. с., дозировкой 0,6 л/га – 94,0 и 99,0 %;

– Вектобак 12 в. с., дозировкой 1,0 л/га – 98,0 и 100,0 %;

– Вектобак 12 в. с., дозировкой 1,5 л/га – 100 %;

– Вектобак 12 в. с., дозировкой 1,0 л/га и Димилин 48 % с. к., дозировкой 0,025 л/га – 98,4 и 100,0 %.

Через 10 дней после обработки численность преимагинальных фаз постепенно восстанавливалась. В этот период началось повторное заселение обработанных участков, что говорило о прекращении действия препарата. К тому же численность личинок постепенно восстанавливалась за счет выхода из яиц, отложенных самками, мигрировавших с необработанных территорий.

Эффективность действия препарата Димимлин 48 % с. к. при испытаниях в различных дозировках составила:

– Димимлин 48 % с. к., дозировкой 0,5 л/га – 100,0 % с появлением преимагинальных стадий через 14 дней;

– Димимлин 48 % с. к., дозировкой 0,1 л/га – 100,0 % с появлением преимагинальных стадий через 35 дней.

В процессе работы в течение трех месяцев велся учет плотности гидробионтов (дафний, циклопов, битиний, личинок стрекоз, личинок водных жуков, мальков рыб).

Для оценки действия Димилина 48 % с. к. на гидробионтов выбраны дафнии (Daphnia pulex), циклопов (Cyclopidae sp.), брюхоногие моллюски (Lymnaeidae, Hydrobiidae), поденки (Baetidae, Caenidae), клопы (Corixidae, Gerridae), стрекозы (Lestes, Aeschna cyanea), мальки рыб.

По нашим оценкам инсектицид не оказывает влияния на беспозвоночных, которые по завершении личиночной стадии благополучно оставили водоемы (как контрольный, так и обработанные).

По результатам проведенных экспериментов действие биоинсектицида Вектобак 12 в. с., Вектобак в. р. г., в апробированных концентрациях вызывающих гибель личинок комаров, оказались безвредным для нецелевых гидробионтов дафний, циклопов, брюхоногих моллюсков, поденок, гребляков, водомерок, стрекоз, мальков рыб.

Численность этих групп гидробионтов после обработки мало изменялась в течение периода наблюдений. Можно отметить возрастание численности водных клопов Corixidae на 30–40 % в ряде водоемов, связанное с выплодом ювенильных стадий из кладок. На период испытаний приходилось начало массового вылета стрекоз из водоемов. По результатам гидробиологических оценок, Вектобак не оказывает отрицательного влияния на ракообразных и водных насекомых.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 107-108. 

УДК 597.2/.5:(574.52+574.55)

Е. Б. Мельникова

Институт биологии южных морей НАН Украины,
Севастополь, Украина, Helena_melnikova@mail.ru

MODELLING OF INDIVIDUAL GROWTH AND CALCULATION
OF PRODUCTION PARAMETERS OF THE BLACK SEA SPRAT

Е. B. Melnikova

Institute of Biology of the Southern Seas NAS of Ukraine, Sevastopol’, Ukraine

В настоящее время оценка параметров индивидуального роста и расчет продукционных характеристик промысловых видов рыб, обитающих в природных условиях, наряду с чисто научным интересом приобретает особое практическое значение, так как трансформация экосистем в условиях усиленного техногенного влияния приводит к изменению процессов роста рыб, продукционных возможностей промысловых стад и, соответственно, допустимых объемов вылова.

Черноморский шпрот (Sprattus sprattus phalericus Risso, 1826) является одним из основных объектов промысла в Черном море. Он играет существенную роль в экономике Украины и других причерноморских государств. Изучение особенностей индивидуального и популяционного роста шпрота необходимо для выработки мероприятий по рациональному режиму рыболовства и является важной рыбохозяйственной задачей.

Цель данной работы – нахождение параметров индивидуального роста и определение удельной продукции промыслового стада черноморского шпрота, обитающего на юго-западном шельфе Крыма.

Обработке подвергались пробы шпрота взятые в 2008–2010 годах из траловых уловов промысловых судов. Лов проводили в придонных горизонтах в диапазоне глубин 40–100 м разноглубинным тралом с размером ячеи 6 мм. Длину тела измеряли с точностью до 1 мм, массу – до 0,1 г. Возраст определяли по отолитам.

В основе продукционных процессов промыслового стада лежит рост особей. Параметры линейного роста особи находили по формуле Берталанфи. В докладе пояснена примененная методика определения коэффициентов уравнения линейного роста Берталанфи, основанная на статистической обработке результатов эксперимента, при измерениях длины особей, проведенных через неравные временные интервалы.

Для промыслового стада, обитающего на юго-западном шельфе Крыма, получено следующее уравнение линейного роста

                        ,                                 (1)

где l(t) – длина шпрота в возрасте t (см); t – возраст шпрота, выраженный в днях.

Результаты измерений по весу и длине подвергнуты статистической обработке с использованием методов регрессионного анализа. Найдено уравнение, связывающее размерно-весовые характеристики:

,                              (2)

где W(t) – общая масса шпрота в возрасте t (г).

Известно, что шпрот характеризуется продолжительными сроками массового нереста (с октября по март). Поэтому для определения возраста шпрота, используемого в формулах (1) и (2), необходимо задаться датой рождения. Проведен анализ сроков рождения шпрота, который показал, что 50 % молоди пополнившей промысловое стадо родилось до 15–20 декабря, 50 % – после этой даты. Поэтому при расчете возраста как дата рождения шпрота принималась середина декабря.

По уравнению (1) была рассчитана стандартная длина шпрота начиная от сеголеток (возраст 5 мес.) до четырехгодовалого возраста (48 мес.). Далее по формуле (2) рассчитывали вес шпрота (мг) с интервалом в одни сутки. Суточный удельный прирост особи рассчитывали по формуле

,                                   (3)

где ∆W(t) – абсолютный суточный прирост особи; W(t) и W(t+1) – масса особи с интервалом в одни сутки.

В докладе приведена полученная зависимость ежесуточного абсолютного прироста веса особи в миллиграммах от возраста. Суточный прирост веса особи зависит от возраста. При этом максимальный суточный прирост веса, составляющий 6,54 мг, наблюдается в возрасте 1,3–1,4 года. В этом возрасте длина шпрота равна 7,2–7,4 см. Особи шпрота меньшей или большей длины характеризуются меньшим суточным приростом веса.

Так как суточный прирост особи меняется с изменением размера (длины), то общие итоги продукционного процесса промыслового стада определяются как суточным удельным приростом особей каждой размерной группы, так и относительной численностью этой размерной группы в промысловом стаде.

Расчеты показали, что усредненная за год суточная удельная продукция стада черноморского шпрота на юго-западном шельфе Крыма составила 2,459 мг/г·сут. живого веса, то есть относительный ежесуточный прирост стада составляет 0,25 % в сутки от промыслового запаса стада.

Необходимо отметить, что продукционные характеристики зависят от особенностей развития шпрота, обитающего в районах Черного моря с различающейся антропогенной нагрузкой, поэтому они должны определяться с учетом внутривидовой дифференциации и специфичности биологических показателей различных стад.

Сравнение полученных продукционных показателей исследуемого стада шпрота с данными, приведенными В. Н. Грезе (1965) по средней суточной удельной продукции стада шпрота Азовского моря (6,3 мг/г), показывает, что полученные нами данные несколько ниже. Это может быть связано с тем, что продукция рассчитана только для промысловой части стада, а также не учтена генеративная продукция.

Полученные данные близки к значениям, приведенным в монографии Г. Е. Шуль­мана (1989) для соматической продукции черноморского шпрота. Некоторое отличие рассчитанных продукционных показателей возможно связано с межгодовыми изменениями возрастного состава, а также внутривидовыми отличиями биологических показателей шпрота из разных районов Черного моря.

Полученные результаты могут быть использованы при расчете продуктивности и прогнозировании объемов вылова на юго-западном шельфе Крыма.

Zoocenosis — 2011
Біорізноманіття та роль тварин в екосистемах: Матеріали VІ Міжнародної наукової конфе­ренції. – Дніпропетровськ: Вид-во ДНУ, 2011. – С. 105-106.