Эволюционно-генетические аспекти збереження біологічного розмаїття Криму

Эволюционно-генетические аспекти збереження біологічного розмаїття Крыма

Киселева Г. А.

Для нормальної роботи біосфери: збереження складу прісних вод і атмосфери, підтримки родючості грунтів та продуктивності океану необхідна якісна розмаїття життя і знайти оптимальне кількість живого речовини. Пізнання особливостей біологічного розмаїття потребує знань і підходів эволюционно-генетических закономірностей. Саме вони у значної мірою визначають механізми нормально функціонувати і мікроеволюційні процеси, які відбуваються лише на рівні популяції.

В Криму майже залишилося ландшафтів, однак, не порушених антропогенними перебудовами. Більше 70% площі півострова зайнято різними варіантами природно-антропогенных і техногенних ландшафтів, у яких природні біоценози зникли. Лише за 3−4% території збереглися первинні, корінні біоценози (Біологічна і ландшафтне біорізноманіття Криму, 1999.).

В у відповідь масштабне руйнація местообитаний ми можемо спостерігати сплеск еволюційних змін. Якщо чисельність особин фрагментированных популяцій виявляється значної, а зміна поколінь швидкої, антропогенний вплив то, можливо причиною прискорення напрацювання нових пристосувань до сформованим умовам і цього до нового розквіту популяції. Ці процеси часто спостерігаються для розповсюдження видів, подавляемых людиною. Зазначається поява резистентних до ядохимикатам комах шкідників сільського господарства, багатьох видів бур’янистих рослин, наближення деяких видів звірів до поселенням людей (зайці, кам’яні куниці, деяких видів птахів та ін.) Окремі види легко пристосовуються до нової їм середовищі, інші що неспроможні й відомства виявляються під загрозою зникнення. Як справедливо зазначає Р. Левонтин (1981,с.242), «вид завжди залишається позаду, трохи не досягаючи ідеальної пристосованості; наприкінці кінців, якщо вид відстає змін середовища через недостатньою генетичної мінливості, з урахуванням якої працює природний відбір, вид елімінується. «Нестійкість, незбалансованість багатьох антропогенних біоценозів, їх неприродно високий динамізм (формування нових біоценозів для будівництва водоймищ, у зоні Північно-Кримського каналу, при рубанні лісу, трелевке деревини тощо.) є причинами випадання аборигенних видо. Дослідження свідчать, у результаті втрати местообитаний, по-перше, виключається частина фауни, особливо рідкісні види з плямистим розподілом і, по-друге, збільшується швидкість вимирання решти видів шляхом зменшення розмірів популяції.

Степень стійкості природних популяцій до антропогенним впливам значною ступеня пов’язані з збереженням та підтриманням її структурованості. Антропогенні впливу зачіпають просторову, генетичну, вікову і структури популяції. Всі ці параметри перебувають у збалансованому стані лише великих за чисельністю популяціях і котрі посідають значні ареали. Зміна вікової структури популяції супроводжується зміною її генетичної структури. Якщо з будь-яким причин смертність особин (особливо у тварин) різного віку буде різної, це призведе до значного зміни генетичної структури популяції. В багатьох видів звірів визначається генетичне своєрідність різних генерацій (Шварц, 1980). У щодо стабільних умовах зміну генетичної структури популяції, що з динамікою її вікового складу, має інший коливань близько деякою багаторічної середньої. При зміну умов середовища вікової відбір в змозі з’явитися чинником швидких еволюційних перетворень. Зміна ролі різних вікових груп у підтримці чисельності популяції визначається не лише селективною смертністю, а й зміною у характері розмноження. Складна просторова структура популяції лише окремих випадках призводить до диференціації популяції і до наступному формообразованию. Але у більшості випадків вона є потужною чинником еволюції єдиної популяції. Більшість межпопуляционных відмінностей має полигенную природу (Шварц, 1980). У цьому сам і хоча б ознака може мати різну генетичну основу, а спільну дію різних генів надає взаємно посилюючий ефект. Якщо дію генів підсумовується (аддитивный ефект), то результаті об'єднання микропопуляций на єдину систему, виникнуть нові генотипи, які мають сильнішим фенотипическим вираженням. Найчастіше відбувається збагачення загального генофонду популяції, її змозі повного та швидкого пристосування до середовища збільшуються.

Определением мінімальної чисельності, коли він популяція міг би тривалий час зберігатися і розвиватися, багато хто займається дослідники (Сулей, 1983, Яблоков, 1987, Стойко, 1999). Аби вирішити це завдання має значення не загальне число які живуть особин, а число розмножуються особин, які забезпечують стійке відтворення популяції. Це ефективна чисельність популяції (Ne), яка за підрахунками Яна Франкліна (1983) становить від 60 до 85% реальної кількості особин в локальної популяції. Мінімальна чисельність популяції мусить бути такий, щоб ніяка «хвиля життя «(характерне явище для будь-яких панмиктических популяцій) не привела чисельність особин однієї з статей нанівець або скоротила її настільки, що дуже важко зустріч партнерів у спарюванню у природі. На жаль, очевидним, що умовах Криму таке становище окремих популяцій, особливо малорухомих видів, цілком реальне.

Минимальная величина популяції визначається небезпекою негативних наслідків неминучого у разі інбридингу (близкородственного схрещування) При малої величині популяції дію дрейфу генів призводить до втраті рідкісних алелів і може становити за генерацію ½ Ne. Популяція у своїй стає більш гомозиготной, збільшується її генетичний вантаж. Спостерігається инбредная депресія внаслідок втрати гетерозиготности, або у результаті фіксації несприятливих генів. Види значно різняться зі свого відношення до инбредной депресії. Багато рослини у природі розмножуються внаслідок самоопыления. Серед тварин найчутливіші до инбредной депресії ссавці і птиці, бо їм характерна низька швидкість розмноження. Саме з них инбредная депресія серйозним наслідком зменшення розміру популяції. Відбувається зниження наследуемости ознак і властивостей. При збільшенні гомозиготности на 10% загальна репродуктивна здатність популяції може знизитися на 25%. Більшість чистих ліній вимирає через 3−20 поколінь, і шанси вижити за умов інбридингу багатьох видів можуть рівнятися нулю. М. Сулей (1983, с.191) формулює основне правило природоохоронної генетики, сформульоване виходячи з досвіду тваринництва і реальних підрахунків експериментальних досліджень — допустима ступінь інбридингу в популяції має перевищувати 1%. Це відповідає розмірам генетично ефективної чисельності популяції, складової 50 особин. Ян Франклін (1983, с.169) визначає підставі цього реальну величину популяції, що забезпечує її надійне виживання — щонайменше 500 примірників для вищих хребетних й у безхребетних щонайменше кількох тисяч особин.

Долговременное виживання ізольованих популяцій залежить від площі проживання. Час і площа грають протилежні роль вимирання: те, що відбувається поза століття великий площі, відбувається у протягом десятиліть на малої (Сулей, 1983, Франклін, 1983). Найкращим індикатором уразливості виду є його рідкість. Рідкісними може бути хижаки вищого трофічного рівня життя та ін. види великих тварин; види, вузько пристосовані до местообитанию; популяції, котрі живуть у кордонів географічного поширення виду. Фрагментація местообитаний призводить до руйнівною екологічної реакції ланцюгового типу, що починається зі стохастической втрати рідкісних видів. У тому числі особливо важливими хижаки вищого трофічного рівня — з їх ключову роль у регуляції популяцій жертв. Далі відбувається розпад еволюційно сформованих зв’язків. Це завершується новим рівновагою, що значно простіше, ніж вихідне за розмаїттям видів тварин і взаємодій. Отже, необхідно перейматися збереженням повних екосистем.

Естественные біоценози у змозі регулювати своєї слабкості і функції. Вони мають деяку програму такий авторегуляции, яка зараз переживає геномах складових видів (популяцій), збалансовану під час тривалої пов’язаною еволюції. У змінених біоценозах роль регулятора відносин із середовищем слід виконувати суспільству, що, безсумнівно вимагає істотних витрат й зусиль. І це разі основний напрям досліджень має бути пов’язані з створенням керованих екосистем.

Невозможность збереження за умов Криму великих територій природних ландшафтів і ненарушенных екосистем потребує нових підходів задля збереження генофонду. Зараз у багатьох країн світу розробляється стратегія створення резерватів, що дозволяють зберігати не популяції, а цілі екосистеми, максимально наближені до природних умовам. Щоб знизити до мінімуму вимирання видів рослин, комах і небагатьох хребетних, територія для охоронюваних зон повинна відбивати реальне розмаїтість местообитаний. Що стосується єдиного резервату, що містить останні залишки однієї чи кількох цінних видів, зростає ризик накопичення рецесивних мутацій з того що відбувається інбридингу. Збільшується тенденція втрачати генетичну мінливість, що належить і до генам стійкості. Це можуть призвести до поступового зростання сприйнятливості до «хвороб (лептоспирозы, бруцельоз, епідемічна геморагічна хвороба тощо.), зміни паразитологической ситуації. Наявність кількох охоронюваних територій доцільніше підтримки генетичного розмаїття. Так було в популяціях жодного виду у різних резерватах при цьому збереглися б різні комбінації рідкісних алелів. Вочевидь, за умов Криму найбільш прийнятний створення кількох невеликих площею охоронюваних територій, кожна з репрезентативними популяціями бажаних форм і з відповідними местообитаниями. Саме з цього в Стратегії біорізноманіття (1999,с.99) зазначено, що мінімум охоронюваних територій не більше зон рівнинного Криму має сягати 14−26%, предгорного — 14−30% і гірського — 60%. У цьому існування багатьох зон контактів різних екосистем можуть дозволити, певною мірою, штучно регулювати ефективну чисельність популяцій охоронюваних видів.

Для відновлення природних і порушених екосистем буває достатньо додаткового вселення в необхідний регіон кількох статевозрілих особей-основателей. Через війну окремі популяції можуть успішно подолати критичний період різкого зниження чисельності (образно називають період «пляшкового шийки ») й відновити свій склад. Проте, для наступного тривалого існування популяції необхідно підтримку мінімальної эффективой чисельності (Ne). Після цього процеси вимагають постійного уваги і регуляції із боку людини. Задля збереження генофонду деяких цінних, і навіть видів, занесених у Червону Книгу, слід різко збільшити кількість розплідників, спеціальних фермерських господарств, з яких подальшому можливо поширення особин на нові території.

При плануванні роботи у розплідниках, мінімальна ефективна чисельність популяції можна знайти багато менше, ніж у природних популяціях. У зоопарках тварини, як правило, містяться лише кількох примірниках, що зумовлює втрати різноманітних ознак і відтак загибелі тварин під впливом инбредной депресії. Проте, у світі нагромаджено колосального досвіду з розведення окремих видів в неволі.

Сейчас виникла гостра потреба спеціальних генетичних досліджень (аналіз кариотипов, хромосомної еволюції та інших.) диких видів тварин і які у неволі. Такі цитогенетические дослідження дозволять вирішити багато проблем генетичних новоообразований і з цим можливі еволюційні зрушення. У доволі застосовується також метод збереження клітинних культур в рідкому азоті. Зазвичай, зберігаються лінії клітин, отримані шляхом біопсії ссавців, померлих зоопарку. З допомогою цієї методики клітини згодом можна «воскресити «у час. Шляхом заморожування клітин можливо накопичувати генофонды їхнього вивчення та ефективного використання.

Таким чином, зберігаючи біологічне розмаїтість будь-що можливе подальшому поширення цих видів тварин і регульоване створення нових екологічних взаємовідносин. Всі ці роботи потребують значних капіталовкладень і тому необхідна матеріальна підтримка й координація зусиль з існуючими державними і міжнародними програмами.

Список литературы

Биологическое і ландшафтне біорізноманіття Криму проблеми і перспективи // Питання розвитку Криму.- Сімферополь: Сонат, 1999, з. 11.-174 з.

Конвей У. Загальний огляд розведення тварин за неволі.// Біологія охорони навколишнього середовища.- М.: Світ, 1983. С.225−236.

Левонтин Р.К. Адаптація // Еволюція.- М.; Світ, 1981. С.241−264.

Стойко С. М. Екологична стратегiя функцiонування бiосферних резерватiв в Украiнi та пiдвищення репрезентативності iх мережi // Укр. ботан. журн., 1999, т.56,c. 1. С.74−105.

Стратегия збереження біологічного та ландшафтного розмаїття Криму.// Понтида.-1999, з. 1.-С.74−105.

Сулей М. Пороги для виживання: підтримку пристосованості і еволюційного потенціалу // Біологія охорони навколишнього середовища.- М.: Світ, 1983. З. 177−196.

Франклин Ян. Еволюційні зміни у невеликих популяціях // Біологія охорони навколишнього середовища. — М.: Світ, 1983. З. 160- 174.

Шварц С.С. Екологічні закономірності еволюції.- М.: Наука, 1980. 278 з.

Яблоков А. В. Популяционная біологія.- М.: Вищу школу, 1987. — С.270−296.