Токсическое загрязнение среды: что приобретает и что теряет популяция в процессе адаптации

Размещено на http://www.allbest.ru/

Институт экологии растений и животных УрОРАН

Токсическое загрязнение среды: что приобретает и что теряет популяция в процессе адаптации

В.С. Безель, Е.А. Бельский,

Т.В. Жуйкова, О.А. Северюхина

Анализ процессов воспроизводства живых организмов в условиях интенсивного химического загрязнения среды свидетельствует о некоторых общих закономерностях популяционной адаптации. Эта реакция природных систем реализуется в рамках эволюционно закрепленных неспецифических к токсическому действию механизмов.

Ключевые слова: популяция, адаптация, загрязнение среды

В многочисленных дискуссиях о судьбе природных объектов в условиях химического загрязнения среды часто обсуждается проблема возможной адаптации биологических систем к действию токсических факторов. В случае экологических систем надорганизменного ранга можно говорить о двух уровнях адаптации:

Приспособительные реакции в организмах, выраженные в разнообразных коррекциях биохимических, физиологических и иных процессов, обеспечивающих их нормальное функционирование.

Процессы надорганизменного характера, типичные для природных систем, подверженных длительному влиянию неблагоприятных факторов. В этом случае имеет место поддержание популяцией некоторого нормального уровня функционирования за счет толерантности ее особей, их фертильности, различия в плодовитости и т.д., а также наличия генетической изменчивости, достаточной для того,чтобы приспособиться к изменившимся условиям среды.

В основе этого положения лежит предсказание С.С. Четверикова о генетической гетерогенности природных популяций любого вида по разнообразным признакам и свойствам (Четвериков, 1926). Современные многочисленные данные по изменчивости морфологических признаков, летальных эффектов, жизнеспособности организмов и других подтверждают это положение (Глотов, 1983). Если следовать концепции нормы реакции генотипа как проявлению множества фенотипических значений при смене условий обитания, то реакция генетически гетерогенной природной популяции на стрессирующие факторы среды может быть выражена «распределением норм реакции составляющих ее генотипов» (Глотов, 1985).

Таким образом, в условиях химического загрязнения среды одним из важнейших проявлений адаптационных процессов является направленное изменение эколого-генетической структуры природных популяций, позволяющее ей выполнять свои биогеоценотические функции в изменившихся условиях среды. Такая модификация структуры возникает в результате взаимодействия токсического фактора и исходного полиморфизма природных популяций.

1. Спасает ли популяцию вариабельность популяционных параметров

Воспроизводство является одним из ключевых факторов, определяющих жизнеспособность природных популяций животных и растений. Особо значимы эти процессы в нестабильных условиях, в том числе при антропогенной деградации среды обитания. С этих позиций вариабельность показателей воспроизводства в природных популяциях может рассматриваться в качестве важнейшей способности живых организмов приспосабливаться к воздействию химических факторов среды.

На фоновых участках при отсутствии или минимальном токсическом воздействии средние популяционные показатели и их естественная изменчивость, в том числе показателей воспроизводства, закреплены в результате длительного эволюционного развития. Это обеспечивает стабильность существования популяции, гарантирующую адекватную ее реакцию на колебания условий существования.

При высоких токсических нагрузках наблюдается сильное поражение всех групп организмов, сопровождаемое элиминацией пораженных особей. При этом минимальна вариабельность признаков жизнеспособности.

С точки зрения возможных процессов популяционной адаптации наибольший интерес представляет промежуточный диапазон токсических доз, при котором гетерогенность популяции, выраженная через различную толерантность организмов, проявляется в максимальной степени. В этом диапазоне доз в силу отмеченной разнокачественности групп особей лишь часть наиболее чувствительных к токсическому действию из них будет элиминироваться. В результате подобного отбора происходит адаптивное изменение структуры природных популяций.

Увеличение вариабельности показателей жизнеспособности организмов с ростом дозы действующего токсического фактора как проявление конкретных генотипов в реальных условиях показано многими авторами (Семериков, 1986; Schwaegerle et al., 2000; Безель и др., 2001 и др.).

Условно можно считать, что вариабельность какого-либо популяционного параметра на фоновых территориях может быть описана некоторым статистическим распределением, часто соответствующим нормальному закону. Рассматриваемое нами химическое загрязнение среды в процессе адаптивной перестройки структуры популяции вызывает смещение модального распределения этого параметра в сторону больших или меньших значений (рис. 1).

В качестве примера можно рассмотреть возрастание под влиянием загрязнения почвы тяжелыми металлами доли высокопродуктивных растений одуванчика лекарственного Taraxacum officinale s. l. (рис. 2, Жуйкова и др., 2002) или увеличение доли мелких яиц большой синицы и истощенных птенцов мухоловки-пеструшки на загрязненных участках (рис. 3) (Безель и др., 1998).

2. Все ли благополучно в адаптированной к химическому стрессу популяции

Поскольку на загрязненных территориях не исключено влияние «традиционных» природно-климатических факторов, утрата части вариантов может привести к меньшей стабильности адаптированных к химическому стрессу популяций при возможных колебаниях природных условий. В равной мере это может снижать устойчивость популяции к влиянию поражающих агентов иной природы, чем те, к которым она адаптирована.

С рассматриваемых нами позиций можно считать, что адаптированная к токсическому влиянию популяция сохраняет тем большую способность адекватно реагировать на изменение «традиционных» природных условий, чем значительнее перекрываются вариационные кривые параметров, характеризующих фоновую и подверженную загрязнению популяции. При этом необходимо учесть, что наиболее ценными для жизнеспособности адаптированной к токсическому стрессу популяции будут те особи, которые максимально близки к модальному классу вариационного ряда параметров фона. Формально меру такой адаптированности к условиям обычно изменчивых природных факторов можно выразить формулой

где суммирование выполняется по всем совпадающим для фоновой и загрязненной территорий классовым интервалам вариационных рядов; с_фон и с_имп -- относительные частоты этих совпадающих классовых интервалов соответственно. Вводимый нами показатель K для максимально адаптированных популяций (полное совпадение вариационных кривых) равен: K = ? c²фон и K = 0 при отсутствии такой адаптации.

В качестве примера рассмотрим изменение вариационных кривых объемов яиц большой синицы и веса птенцов-слетков мухоловки-пеструшки, обитающих на минимально (фоновая), умеренно (буферная) и сильно (импактная) загрязненных территориях (Безель и др., 1998). Из рис. 3 видно, что вариационные кривые в условиях токсического воздействия имеют левостороннюю асимметрию и частично перекрываются с фоновыми распределениями. Это позволяет оценить, в какой мере подобные изменения параметров яиц и слетков, вызванные влиянием токсических факторов, соответствуют условиям фоновой территории.

Рассчитав показатель К для рассматриваемых участков, можно установить, что на импактной территории когорта слетков мухоловки-пеструшки примерно на 37% менее адаптирована к условиям колебания естественных параметров среды, чем птенцы фоновой. В буферной зоне приспособленность слетков не отличается от фона. Анализ объемов яиц у большой синицы показывает, что их соответствие условиям естественной среды снижается на буферной и импактной участках соответственно на 23% и 45% (рис.4). Таким образом, под влиянием токсического стресса по мере снижения средних показателей объема яиц и массы слетков у птиц-дуплогнездников мы отмечаем уменьшение адаптированности по этим признакам к возможным колебаниям естественных погодно-климатических условий.

Вместе с тем, в некоторых случаях в процессе такой адаптации отмечают достоверное улучшение ряда популяционных параметров, в том числек показателей воспроизводства. Так, по качеству семян, две морфологически формы одуванчика лекарственного Т1 Т2, составляющего единую ценопопуляцию, по разному реагируют на влияние токсического фактора. Энергия прорастания и всхожесть семян, выживаемость проростков, а также показатели листообразования и длины корней у Т1 и Т2 отличаются на участках, подверженных загрязнению в различной степени. Жизнеспособность семян первой формы по мере увеличения токсической нагрузки закономерно снижается, а вариабельность показателей возрастает. Иначе обстоит дело с Т2, у которой показатели жизнеспособности семян с загрязненных участков характеризуются высокими значениями, при этом дисперсии этих показателей снижаются непропорционально.

Естественно, что характер изменения вводимого нами параметра адаптации К, определенного для всей совокупности изученных показателей, должен изменяться по-разному для двух форм в градиенте токсической нагрузки (рис. 5). Средние значения показателей семенного воспроизводства и соответствующие им К на фоновом участке приняты равными единице. У T. off. f. pectinatiforme по мере уменьшения средних значений закономерно должна снижаться и мера адаптированности растений к возможным колебаниям природных условий. У другой формы (Т. off. f. dahlstedtii) увеличиваются практически все показатели жизнеспособности, однако в этом случае адаптированность семенного потомства к изменениям «традиционных факторов» закономерно снижается.

Высказанное положение об «ущербности» адаптированной к химическому стрессу популяции можно оценить, сравнивая данные многолетних наблюдений за основными показателями воспроизводства. Известно, что неблагоприятные погодные условия разных лет (избыточная влажность, низкая температура воздуха, резкие суточные колебания температуры и т.д.) в период формирования семян негативно сказывается на уровне семенной продуктивности (в частности, на реализации потенциальной семенной продуктивности) и качестве семенного потомства (Зеленчук, 1985; Мальцев и др., 1987).

В течение пяти вегетационных сезонов (2000-2004 гг.) изучали реакцию на химическое загрязнение среды показателей семенной продуктивности и жизнеспособности выше обозначенных морфологических форм Taraxacum officinale s.l. (Жуйкова, Северюхина, 2001; Северюхина, 2003). Влияние погодных условий на исследуемые показатели рассмотрены у растений, так же произрастающих на участках, подверженных различным уровням загрязнения тяжелыми металлами.

Анализ среднесуточных температур мая и начала июня (период формирования семян), среднего количества осадков, а также основные показатели семенного воспроизводства растений позволил отнести вегетационные сезоны 2000 и 2002 гг. к наиболее, а 2001 г. -- к наименее продуктивным. Особенно выделился полевой сезон 2002 года, семенная продуктивность в который была максимальной.

В качестве критериев семенной продуктивности рассмотрены следующие показатели: количество цветоносов на растение, общее число выполненных и невыполненных семян в корзинке и на растение, масса 1000 шт. семян.

Однофакторный дисперсионный анализ этих показателей показал высоко значимое влияние условий сезона на семенную продуктивность обеих форм одуванчика (Р < 0,001). В вегетационный сезон 2001 г., который по нашим наблюдениям считается наименее благоприятным, на всех исследуемых территориях у растений обоих форм одуванчика наблюдается снижение общего количества и доли выполненных семянок в 2-2,5 раза по сравнению, например, с сезоном 2002 г. (наиболее благоприятным). Данное обстоятельство обусловлено относительно низкими температурами воздуха в период формирования семенного потомства.

Для оценки близости показателей семенной продуктивности в разные вегетационные сезоны (2000-2004 гг.) при различном загрязнении почв проведен дискрими-нантный анализ. В качестве группирующей переменной использован фактор года.

В результате наибольшие различия между сезонами по совокупности показателей семенной продуктивности для обеих форм выявлены на фоновом участке. При среднем и максимальном уровнях загрязнения различия между вегетационными сезонами по этим показателям выражены слабее.

Полученные данные можно выразить через средние значения квадратов расстояний Махаланобиса между данными совокупности показателей семенной продуктивности различных сезонов (рис. 6).

В качестве критериев показателей жизнеспособности семенного потомства одуванчика приняты энергия прорастания и всхожесть семян, выживаемость проростков, а также показатели листообразования и длины корней. С использованием того же дискриминантного метода показано, что, независимо от участка произрастания материнских растений, средние значения квадратов расстояний Махаланобиса по исследуемым параметрам жизнеспособности значительно ниже таковых критериев семенной продуктивности и практически неизменны в градиенте химического загрязнения (рис. 6).

Это свидетельствует о меньшей зависимости параметров жизнеспособности семенного потомства от изменяющихся метеорологических условий вегетационных сезонов.

Таким образом, наибольшая вариабельность показателей продуктивности, вызванная условиями вегетативного сезона, отмечена у родительских растений с фоновых участков. При химическом загрязнении среды вариабельность минимальна. Семена, сформировавшиеся на всех участках, по показателям жизнеспособности имеют меньшую вариабельность независимо от уровня токсической нагрузки на родительские растения.

Приводимые данные свидетельствуют о том, что адаптированная к химическому стрессу ценопопуляция одуванчика лекарственного по показателям семенной продуктивности ограничена в возможности адекватно реагировать на ежегодные изменения погодных условий.

3. Какова расплата за возможность популяции существовать в условиях химического загрязнения среды

Процесс «очищения» от неполноценных особей, неизбежный при химическом загрязнении среды, позволяет оценить важную характеристику адаптации -- популяционные потери в условиях воздействия экстремальных факторов.

Речь идет об элиминации из популяции маргинальных особей, не отвечающих требованиям среды и, следовательно, не способствующих поддержанию популяционной численности. В этих случаях можно говорить о наличии некоторого диапазона значений, выход за критические границы которого приводит к изъятию из популяции части неполноценных особей. Такой отсев крайних вариантов отмечен многими исследователями: для яиц большой синицы, полярной крачки (Мянд, 1988), грача (Болотников и др., 1985). Известно, что мелкие яйца часто не проклевываются, а вылупившиеся из них птенцы отстают в развитии. Трудности заключаются в выявлении конкретного порога, за которым яйцо можно считать полноценным. При изучении влияния размеров яиц на рост птенцов у большой синицы Л. Шифферли (Schifferli, 1973) делил яйца на мелкие (< 1,7 г) и крупные (> 1,7 г) и установил, что птенцы из более крупных яиц обладают преимуществом в росте и развитии. По нашим расчетам, яйца массой в 1,7 г эквивалентны примерно объему в 1600 мм³. Эта граница показана вертикальной чертой на рис. 3. Если воспользоваться установленным критическим уровнем, то можно оценить долю неполноценных мелких яиц (объемом менее 1600 мм³). Этот показатель закономерно возрастает у большой синицы в градиенте токсической нагрузки от 3,6 ±1,8% на фоновой территории до 35,4±4,9% в буферной зоне и 48,7±3,3%. В импактной зоне различия достоверны при Р < 0,001 у других птиц (мухоловка-пеструшка, московка) доля мелких яиц также увеличивается с ростом токсической нагрузки (Безель и др., 1998).

Из популяции элиминируются также птенцы, низкие весовые характеристики которых на момент вылета из гнезда не позволяют им продолжать самостоятельную жизнь (рис. 3. Бельский и др., 1995 а, б). По нашим данным, масса птенцов, достигающих возраста слетков, но не сумевших вылететь из гнезда, у мухоловки-пеструшки приходится на классовые интервалы 7,5-12,7 г, а у большой синицы -- 12,0-15,6 г. Следовательно, птенцы со значениями массы, укладывающимися в эти интервалы и меньшие, принадлежат к «группе риска» с ограниченными шансами на выживание. Доля таких птенцов у мухоловки-пеструшки составляет в импактной зоне 31,3±11,6% при 10,6±1,7% на контрольном участке (p < 0,05), а у большой синицы соответственно -- 21,3±4,3% и 7,4±3,6% (p < 0,05).

Отметим одно обстоятельство, частично компенсирующее негативное влияние загрязнения среды. В условиях ограниченности кормовых ресурсов наряду с прямым токсическим действием, характерным для зоны сильного загрязнения, гибель ослабленных птенцов способствует выживанию оставшихся в выводке. По нашим данным (Безель и др., 1998), в импактной зоне масса птенцов мухоловки-пеструшки из малых выводков (менее 4 птенцов в гнезде) равна 14,72 ± 0,19 г, что достоверно превышает показатель для средних и крупных выводков (4 и более птенцов), где средняя масса равна 13,63 ± 0,33 г.

Мы не исключаем также, что наличие в гнездах на загрязненных участках большого числа ослабленных слетков связано не только с прямым токсическим влиянием на взрослых птиц и птенцов, но и с опосредованным воздействием на родительские пары. Возможно, что имеет место преимущественное вытеснение на нарушенные территории менее конкурентоспособных взрослых особей. Опосредованное в этом случае влияние химического загрязнения реализуется через те же популяционные механизмы. адаптация организм токсический воспроизводство

Чаще всего влияние неблагоприятных природных и антропогенных факторов можно оценить количеством семян, проростков или особей различных возрастных состояний (семена, проростки, особи прегенеративного периода и др.), элиминируемых в процессе онтогенеза из популяции. Несмотря на то, что подобный подход характеризует качество популяционного воспроизводства, он не отражает общих репродуктивных усилий материнских растений или родительских пар животных, направленных на поддержание численности популяции. Потери в процессе воспроизводства можно оценить через количество энергии или ее долю, расходуемую в результате гибели части потомства, не достигшего репродуктивного возраста.

Известно, что общие энергетические затраты растений, включающие дыхание, прирост биомассы, производство семенного потомства и др., зависят от условий произрастания. Мы попытались оценить энергетические затраты родительских растений только на семенное воспроизводство, т.е. оценить лишь ту часть энергии, которая содержится в пластическом веществе семян. Эти затраты были вычислены в зависимости от уровня загрязнения мест их произрастания и при изменяющихся погодных условиях. В этом случае переход к энергетическим единицам возможен при учете калорийности семян одуванчика. Нами установлено, что энергетическая ценность выполненных и невыполненных семян равна соответственно 4,54 и 4,11 ккал/г, что близко к данным других авторов (Дольник, Постников, 1990).

Общая семенная продуктивность отражает энергетические затраты растения на полное семенное воспроизводство, однако лишь часть ее может реализоваться в виде полноценных (выполненных) семян, способных прорасти и дать жизнеспособные проростки. Энергия, затраченная на производство невыполненных семян, соответствует потерям на этапе формирования семенного потомства.

Последующие потери при всхожести семян и выживаемости проростков можно определять экспериментально при культивировании семян в чашках Петри на почвах, соответствующих участкам из мест произрастания материнских растений.

Как в экспериментальных, так и в природных условиях не все семена способны прорастать, а проростки -- выживать и формировать настоящий лист, т.е. переходить к автотрофному питанию. Это значит, что на этих этапах онтогенеза будет потеряна еще какая-то часть материнской энергии, потраченной на семенное воспроизводство.

Этапы онтогенеза, характеризующие переход проростков через ювенильное, имматурное и виргинильное возрастные состояния в генеративное, также сопровождаются частичным отмиранием растений. На этих этапах продолжают возрастать потери энергии, затраченной родительскими растениями на формирование семенного потомства.

Для оценки этих потерь на участках регулярно-случайным методом (через 5 метров) было заложено по 9 учетных площадок, размером 0,25 м², на которых маркировалось по 20 растений. Наблюдения за маркированными растениями проводили через равные интервалы времени в течение 70 дней. У каждой особи определяли возрастное состояние на момент исследования (Безель и др., 2004).

Показано, что общий баланс численности каждой возрастной группы у T. officinale s.l. в градиенте токсической нагрузки в большей степени обусловлен процессами элиминации особей, чем онтогенетическим развитием (переход в следующее возрастное состояние). Полное доминирование процессов отмирания показано для всех возрастных групп одуванчика на фоновом, буферном и импакт-ном участках.

Рассмотренный выше в градиенте химического загрязнения почв расход энергии, затраченной материнскими растениями на семенное воспроизводство от момента формирования семян до достижения молодыми особями генеративного состояния, может быть представлен в виде поэтапного ее расходования (рис. 7).

На конечной стадии достижения молодыми растениями генеративного состояния во всех исследуемых ценопопуляциях реализуется практически одинаковый ресурс первоначальных энергетических затрат материнских растений, равный 3,4-4,0% (0,076-0,1 ккал/раст.). Видимо, этой «полезной» энергии достаточно для стабильного поддержания ценопопуляцией необходимого уровня численности. В этом случае избыточные по отношению к фоновым условиям энергетические затраты материнских растений на формирование необходимого семенного потомства на загрязненных участках следует рассматривать в качестве неизбежной компенсации за возможность в этих условиях обеспечивать достаточное семенное воспроизводство (Безель и др., 2004).

Анализ дифференциальных потерь на каждом этапе онтогенеза позволяет выделить наиболее энергоемкие стадии (рис. 8). К таковым следует отнести этап формирования полноценного потомства, в течение которого отмечен значительный отход невыполненных семян. Максимальные энергетические потери происходят также на стадии имматурных растений из-за повышенной гибели их в этом возрастном состоянии.

На рис. 8 представлены оценки энергетических потерь мухоловки-пеструшки в гнездовой период. Количество элиминированных яиц и птенцов пересчитывали в биомассу, оценивая среднюю для фоновой территории массу яиц и птенцов в возрасте 14 суток. Используя энергетическое содержание яиц и птенцов воробьиных, соответственно 1,1 и 1,7 ккал/г сырой массы («Популяционная экология...», 1982), вычисляли энергетические потери на гнездо. При этом не учитывали энергию синтеза биомассы и затраты на сбор корма родителями. Потери на стадии откладки яиц в загрязненных зонах рассчитаны от среднего размера кладки на фоновой территории. Этот показатель на стадии инкубации в каждой зоне определяли, вычитая среднее количество вылупившихся птенцов из среднего для данной зоны размера кладки. Потери на стадии выкармливания рассчитывали как разность между количеством вылетевших и вылупившихся птенцов. Потери в период перехода к самостоятельной жизни определяли долей птенцов с массой менее 12,5 г. Такая масса указывает на истощение птенцов и низкую вероятность их выживания (Бельский и др., 1995 а, б; Безель и др., 1998).

По нашим данным, рассчитанные таким образом энергетические потери в локальной группировке мухоловки-пеструшки на загрязненной территории в 1,5 раза выше, чем на фоновой.

Повышенная элиминация яиц и птенцов фактически означает плату локальной группировки за возможность выращивания качественного потомства. Говоря о «качестве», мы упрощенно принимаем во внимание только массу птенцов, не учитывая влияния накопленных в организме токсикантов. Эта «плата за качество потомства» не означает «плату за возможность воспроизводства» локальной группировки, так как количество слетков у ряда видов (в частности, у мухоловки-пеструшки) недостаточно для воспроизводства численности на нарушенных территориях. Как отмечалось выше, существование таких видов в зоне сильного техногенного воздействия поддерживается за счет ежегодных миграций.

Приводимые выше оценки энергетических потерь в процессе воспроизводства относятся к отдельным организмам (потери на растение, у птиц -- на гнездо).

Вместе с тем, в условиях химического загрязнения среды стабильность природных систем определяется возможностью локальных популяционных группировок животных или растительных ценопопуляций поддерживать свое обилие, т.е. в конечном счете энергетическими усилиями системы популяционного уровня.

В качестве примера рассмотрим максимальные репродуктивные возможности локальных популяционных группировок мухоловки-пеструшки, обитающих в стациях различного качества, включая их химическую деградацию. Мы рассчитали продуктивность локальных гнездовых группировок. Этот показатель учитывает как плотность гнездящихся пар в разных стациях, так и биомассу потомков, производимую в среднем одной парой в данной стации. Обилие было оценено на основании маршрутных учетов (Бельский, Ляхов, 2003). Биомассу слетков на гнездо определяли как произведение среднего количества слетков на среднюю их массу в данной стации, затем ее выражали в кДж («Популяционная экология...», 1982). Произведение плотности гнездящихся пар на среднюю продуктивность одной пары дает величину продуктивности конкретной гнездовой группировки. Оказалось, что в наиболее пригодных местообитаниях (лиственный лес) этот вид может произвести максимальное количество потомков, эквивалентное по энергетическим возможностям почти 20 000 кДж на кв. км в год (в хвойном лесу -- не более 10 000).

Химическое загрязнение подобных стаций ведет к закономерному снижению репродуктивных возможностей. При этом практически исчезают различия между местообитаниями. Отметим, что подобное снижение репродуктивных возможностей связано не только с прямым токсическим воздействием на потомство птиц, но и с химической деградацией среды, в результате чего снижаются плотность гнездящихся пар и продукция потомства.

Подобно травянистым растениям, в локальных популяционных группировках птиц-дуплогнездников наличие интенсивного химического загрязнения среды существенно нивелирует различие между стациями обитания. Речь идет о практически совпадающих в хвойном и лиственном местообитаниях энергетических возможностях таких группировок в поддержании своей численности на импакт-ных территориях (рис. 9).

И в этом случае адаптированная к химическому стрессу популяция ограничена в возможности реагировать на условия обитания.

Заключение

Проведенный анализ процессов воспроизводства живых организмов в условиях интенсивного химического загрязнения среды свидетельствует о некоторых общих закономерностях популяционной адаптации. Важно, что подобная реакция природных систем реализуется в рамках эволюционно закрепленных неспецифических к токсическому действию механизмов.

Поскольку в рассматриваемых нами случаях речь идет о длительном, в течение десятков лет, функционировании природных систем, то отмеченные механизмы обеспечивают необходимый уровень воспроизводства.

Отмеченные процессы популяционной адаптации к химическому стрессу требуют от родительских организмов дополнительных энергетических затрат на воспроизводство. В силу токсического действия эти затраты связаны с повышенной в ходе онтогенеза элиминацией особей, не способных достичь репродуктивного состояния.

С другой стороны, имеет место вызванное загрязнением среды смещение модальных классов распределения показателей воспроизводства. Несмотря на то, что подобное смещение может не выходить за рамки популяционной нормы реакции, адаптированная к токсическому фактору популяция утрачивает полностью или частично варианты, представленные в фоновом распределении показателей воспроизводства.

Естественно, что все отмеченное создает неблагоприятные условия для поддержания численности популяции в химически экстремальной среде.

Сам факт долговременного функционирования ценопопуляций одуванчика лекарственного и локальных популяций птиц-дуплогнездников свидетельствует о том, что их адаптационный резерв в этих условиях не исчерпан полностью. Репродуктивные особи в популяциях обладают возможностью даже в неблагополучные годы поддерживать необходимый уровень воспроизводства.

Литература

1. Безель В.С., Бельский Е.А., Мухачева С.В. К проблеме вариабельности показателей воспроизводства в популяциях животных при токсическом загрязнении среды обитания // Экология. 1998. - №3. - С. 217-223.

2. Безель В.С., Позолотина В.Н., Бельский Е.А., Жуйкова Т.В. Изменчивость популяцион-ных параметров: адаптация к токсическим факторам среды // Экология. 2001. №6. С. 447-453.

3. Безель В.С., Жуйкова Т.В., Северюхина О.А. Особенности онтогенеза Taraxacum officinale s.l. в условиях химического загрязнения среды (энергетический аспект) // Методы популяционной биологии. Мат-лы VII Всероссийского популяционного семинара. Сыктывкар. 2004. С. 125-130.

4. Бельский Е.А., Безель В.С., Поленц Э.А. Ранние стадии гнездового периода птиц-дуплогнездников в условиях техногенного загрязнения // Экология. 1995а. - №1. -С. 46-52.

5. Бельский Е.А., Безель В.С., Ляхов А.Г. Ранние стадии гнездового периода птиц-дуплогнездников в условиях техногенного загрязнения среды // Экология. 1995б. - №2. - С. 146-152.

6. Бельский Е.А., Ляхов А.Г. Реакции населения птиц южной тайги Среднего Урала на техногенное загрязнение среды обитания // Экология. - 2003. - №3 - С. 200-207.

7. Болотников А.М., Шураков А.И., Каменский Ю.Н., Добринский Л.Н. Экология раннего онтогенеза птиц. Свердловск: УНЦ АН СССР, 1985. 228 с.

8. Вернадский В.И. Заметки о распределении химических элементов в земной коре. Избр. соч. Т. 1. АН СССР. М., 1954. 401 с.

9. Глотов Н.В. Оценка генетической гетерогенности природных популяций: количественные признаки // Экология. 1983. № 1. С. 3-10.

10. Глотов Н.В., Тараканов В.В. Норма реакции генотипа и взаимодействие генотип -- среда в природной популяции // ЖОБ. 1985. Т. XLVI. №6. С. 760-770.

11. Дольник В.Р., Постников С.Н. Калорийность объектов питания и пищевые потребности птиц // Энергетика питания и роста животных. Свердловск. УрО АН СССР, 1990. С. 131-140.

12. Жуйкова Т.В., Позолотина В.Н., Безель В.С. // Жизнь популяций в гетерогенной среде. Йошкар-Ола: Периодика Мари-эл, 1998. Ч. 2. С. 161-172.

13. Жуйкова Т.В., Позолотина В.Н., Безель В.С. // Экология. 1999. №3. С. 1-8.

14. Жуйкова Т.В., Северюхина О.А. Репродуктивная структура Taraxacum officinale s.l. в условиях техногенного загрязнения среды // Современные проблемы популяционной, исторической и прикладной экологии. Вып. 2. Материалы конференции молодых ученых, 23-27 апреля 2001 г. / ИЭРЖ УрО РАН. Екатеринбург, 2001. С. 79-83.

15. Зеленчук А.Т. Особенности семенного размножения и возобновления Carlina onopordifolia (Asteraceae) в условиях Западной Подолии // Ботанический журнал. 1985. Т. 70, №4. С. 500-507.

16. Мальцев А.В., Муратова Г.А., Ш ироносов Е.М. Морфогенез соцветия и семенная продуктивность овсяницы красной // Рост, развитие и семенная продуктивность травянистых кормовых растений: Сб. науч. тр. Свердловск: УрГУ, 1987. С. 139-147.

17. Мянд Р. Внутрипопуляционная изменчивость птичьих яиц. - Таллинн: Валгус, 1988. 195 с.

18. Популяционная экология зяблика. Л.: Наука, 1982. 299 с.

19. Северюхина О.А. Особенности прорастания семян и развития проростков Taraxacum officinale s.l. из популяций техногенно загрязненных территорий // Актуальные проблемы ботаники и экологии: Материалы конференции молодых ученых -- ботаников Украины (26-29 сентября 2003 г.). Одесса, 2003. С. 89-90.

20. Семериков Л.Ф. Популяционная структура древесных растений: на примере видов дуба Европейской части СССР и Кавказа. М.: Наука, 1986. 140 с.

21. Четвериков С.С. О некоторых моментах эволюционного процесса с точки зрения современной генетики // Журн. эксперим. биол. 1926. Сер. А, 2, 31. С. 3-54; №4. С. 237-240 (цит. по Глотову, 1983).

Размещено на allbest.ru