Рис. 1. Соотношение популяций кустарниковой улитки с уменьшенным разнообразием генофонда (более 50%) в Москве и Подмосковье

Таблица 3. Показатели генетической изменчивости по биохимическим локусам в популяциях кустарниковой улитки из Москвы и Подмосковья (по данным 2002-2003 гг.)

Регион	Пункты сбора	Объем выборки (N)	Доля полиморфных локусов в % и их число*	Среднее число аллелей на локус (АО)	Среднее эффективное число аллелей на локус (AЕ)	Средняя гетерозиготность
						Фактическая (HО)	Теоретическая (HЕ)
Подмосковье	Городок	182	61,54 (8)	2,54 ± 0,29	1,49 ± 0,16	0,204 ± 0,045	0,254 ± 0,062
	Звенигород-луг	109	61,54 (8)	2,69 ± 0,33	1,36 ± 0,16	0,170 ± 0,058	0,187 ± 0,060
	Звенигород-лес	71	61,54 (8)	2,31 ± 0,21	1,45 ± 0,16	0,162 ± 0,040	0,232 ± 0,060
	Валдай	70	53,85 (7)	2,46 ± 0,29	1,37 ± 0,17	0,145 ± 0,046	0,182 ± 0,062
	Мешково-огороды	37	53,85 (7)	1,92 ± 0,24	1,20 ± 0,08	0,123 ± 0,041	0,138 ± 0,042
	Мешково	255	46,15 (6)	2,15 ± 0,34	1,35 ± 0,15	0,154 ± 0,054	0,178 ± 0,062
	Манихино-изолят	105	46,15 (6)	2,31 ± 0,26	1,42 ± 0,20	0,168 ± 0,063	0,180 ± 0,069
	Манихино-родник	147	38,47 (5)	2,23 ± 0,26	1,35 ± 0,14	0,158 ± 0,053	0,181 ± 0,062
Москва	Долина р.Сетунь	152	61,54 (8)	2,38 ± 0,27	1,42 ± 0,16	0,175 ± 0,053	0,220 ± 0,062
	Узкое	149	61,54 (8)	2,92 ± 0,29	1,22 ± 0,07	0,113 ± 0,023	0,155 ± 0,038
	Измайловский парк	216	53,85 (7)	2,62 ± 0,21	1,28 ± 0,10	0,156 ± 0,048	0,172 ± 0,050
	Лосиный остров	145	53,85 (7)	2,69 ± 0,29	1,28 ± 0,10	0,148 ± 0,039	0,173 ± 0,050
	Царицыно	150	53,85 (7)	2,62 ± 0,24	1,24 ± 0,08	0,123 ± 0,027	0,165 ± 0,041
	Кузьминки	127	46,15 (6)	2,38 ± 0,27	1,25 ± 0,12	0,130 ± 0,042	0,146 ± 0,049
	Покровское-Глебово	183	46,15 (6)	2,69 ± 0,31	1,23 ± 0,11	0,079 ± 0,023	0,137 ± 0,049
	Ботанический сад	150	38,47 (6)	2,69 ± 0,29	1,27 ± 0,11	0,141 ± 0,046	0,160 ± 0,051
	Битцевский лес	158	38,47 (6)	2,85 ± 0,27	1,26 ± 0,09	0,131 ± 0,035	0,167 ± 0,044
	Тушино	105	38,47 (5)	2,54 ± 0,31	1,23 ± 0,09	0,118 ± 0,036	0,142 ± 0,047
	Коломенское	151	38,47 (5)	2,46 ± 0,24	1,23 ± 0,10	0,103 ± 0,037	0,140 ± 0,051
	Воробьевы горы	68	30,77 (4)	2,00 ± 0,28	1,27 ± 0,16	0,113 ± 0,047	0,132 ± 0,058
	Среднее	136,5	49,62	2,47 ± 0,27	1,31 ± 0,12	0,141 ± 0,041	0,172 ± 0,053

Примечание: * - доля полиморфных локусов в процентах учитывалась по 95% критерию полиморфизма, Формулы расчетов показателей приведены в главе 2 (раздел 2.8, формулы 3-6).

Выборки расположены по региональному принципу в соответствии с убыванием доли в % (числа) полиморфных локусов

3.2 Эколого-генетический мониторинг популяций позвоночных животных (на примере модельных объектов - бурых лягушек)

В 2003 году была создана система городского мониторинга генофонда 16 популяций двух видов бурых лягушек - травяной и остромордой (п. 2.1).

Результаты сравнительной оценки разнообразия генофонда городских и эталонных популяций по одним и тем же локусам полиморфных признаков приведены в таблицах 5, 6 (Макеева и др., 2004 а, в, 2005, 2006 а, б).

Таблица 4. Значения полокусных F-статистик Райта и ч2 - теста на гетерогенность аллельных частот исследованных локусов в выборках кустарниковой улитки (по данным 2002-2003 гг.)

Локус	Fis	Fit	Fst	ч2	d.f.	P
Est-2	0,221	0,280	0,075	377,6879	38	0,000
Est-3	0,160	0,171	0,013	134,705	38	0,000
Est-4	0,260	0,322	0,084	1138,019	76	0,000
Est-5	0,179	0,236	0,069	719,433	76	0,000
Pgm	0,181	0,262	0,100	496,043	19	0,000
Mdh	0,132	0,154	0,026	223,634	38	0,000
6-Pgd	0,159	0,198	0,047	367,459	57	0,000
Lap-2	0,113	0,136	0,026	175,090	38	0,000
Idh-1	0,011	0,082	0,072	383,176	38	0,000
Pepca	0,137	0,174	0,043	132,517	38	0,000
Sod-2	-0,020	-0,007	0,013	34,853	19	0,015
Got	0,079	0,102	0,025	146,793	38	0,000
Pgi	0,318	0,349	0,046	161,256	38	0,000
Среднее	0,148	0,189	0,049	4490,665	551	0,000

Примечание: F_IS - коэффициент инбридинга особи относительно популяции; F_IT - коэффициент инбридинга особи относительно вида в целом; F_ST - индекс, отражающий степень подразделенности популяций. Формулы расчетов приведены в главе 2 (п. 2.8, формулы 7-9).

Анализ состояния генофонда популяций бурых лягушек проводился с использованием 7 ферментных систем, контролируемых 7 генетическими локусами. У остромордой лягушки мономорфными оказались три локуса, у травяной - один.

Показатели генетического разнообразия в выборках из изученных популяций представлены в табл. 5. Результаты анализа генетической изменчивости выявили:

1. Сокращение доли (числа) полиморфных локусов в городских популяциях по сравнению с природными (при 95 % критерии полиморфизма):

для R. arvalis - с 57,14 % до 28,57 %, что соответствует сокращению числа полиморфных локусов с 4 до 3-2, т.е. в 1,5-2 раза,

для R. temporaria - с 71,43 % до 57,14 %, что соответствует сокращению полиморфных локусов с 5 до 4 локусов, то есть в 1,25 раза (табл.5).

2. Результаты сравнительного анализа генофонда городских популяций с эталонными выявили уменьшение уровня средней гетерозиготности на локус (табл. 5), в городских изолятах : для остромордой лягушки с 0,16 до 0,06, для травяной - с 0,34 до 0,18.

3. У остромордой лягушки (табл. 5) имеются достоверные различия как по сумме локусов, так и по отдельным локусам между наблюдаемой (Н_О) и ожидаемой ((H_Е)) гетерозиготностью во всех городских популяциях. Эти отличия отсутствуют в природной популяции из Зеленограда. Наиболее сильно недостаток гетерозигот в городских популяциях выражен по локусам 6-Pgd (F_IS = 0,820) и Pgm (F_IS = 0,342) (табл.6). Для травяной лягушки (табл.5) достоверных различий между значениями наблюдаемой и ожидаемой гетерозиготностью не обнаружено по сумме локусов, однако, по отдельным локусам (Sod, Pgi, Idh), (Макеева и др., 2006 а) наблюдается избыток или недостаток гетерозигот (табл. 6).

4. В целом в городских изолятах остромордой лягушки произошло сокращение среднего числа аллелей на локус (табл. 5) по сравнению с природными популяциями.

Таблица 5. Показатели генетической изменчивости в популяциях бурых лягушек из Москвы и Подмосковья на основании исследования семи изоферментных локусов (по данным 2003 г)

Регион	Пункты сбора	N	Доля полиморфных локусов (%), (число) *	Доля полиморфных локусов (%), (число) **	Среднее число аллелей на локус (AО)	Среднее эффективное число аллелей на локус (AЕ)	Средняя гетерозиготность
							фактическая (HО)	теоретическая (HЕ)
Rana arvalis
Подмос-ковье	Зеленоград промзона	34	57,14 (4)	57,14 (4)	1,71 ± 0,29	1,37 ± 0,22	0,160 ± 0,081	0,191 ± 0,086
	Зеленоград Черное озеро	11	28,57 (2)	28,57 (2)	1,43 ± 0,30	1,26 ± 0,23	0,078 ± 0,078	0,112 ± 0,087
Москва	Измайловский парк	16	42,86 (3)	42,86 (3)	1,86 ± 0,46	1,44 ± 0,22	0,094 ± 0,065	0,213 ± 0,102
	Ботанический сад	37	28,57 (2)	57,14 (4)	1,71 ± 0,29	1,18 ± 0,13	0,062 ± 0,025	0,110 ± 0,067
	Кузьминки	46	28,57 (2)	42,86 (3)	1,71 ± 0,42	1,39 ± 0,28	0,109 ± 0,068	0,165 ± 0,100
Среднее	28.8	37,14	45,71	1,68 ± 0,34	1,33 ± 0,22	0,100 ± 0,017	0,158 ± 0,021
Rana temporaria
Пдмосковье	Зеленоград Черное озеро	43	71,43 (5)	71,43 (5)	2,00 ± 0,31	1,51 ± 0,25	0,251 ± 0,098	0,262 ± 0,085
	Звенигород	40	57,14 (4)	85,71 (6)	2,14 ± 0,26	1,62 ± 0,28	0,300 ± 0,112	0,286 ± 0,100
	Новый Иерусалим	38	57,14 (4)	71,43 (5)	2,00 ± 0,31	1,61 ± 0,24	0,341 ± 0,119	0,290 ± 0,100
	Зеленоград промзона	16	57,14 (4)	57,14 (4)	1,71 ± 0,29	1,60 ± 0,27	0,186 ± 0,087	0,278 ± 0,103
	Сатино	21	42,86 (3)	42,86 (3)	1,43 ± 0,37	1,40 ± 0,35	0,201 ± 0,096	0,233 ± 0,112
Москва	Измайловский парк	34	71,43 (5)	85,71 (6)	2,14 ± 0,26	1,52 ± 0,22	0,203 ± 0,082	0,274 ± 0,082
	Битцевский парк	49	57,14 (4)	71,43 (5)	2,14 ± 0,34	1,58 ± 0,28	0,188 ± 0,074	0,261 ± 0,104
	Лосиный остров	51	57,14 (4)	57,14 (4)	2,00 ± 0,44	1,64 ± 0,27	0,258 ± 0,105	0,284 ± 0,109
	Тушино	48	57,14 (4)	71,43 (5)	1,86 ± 0,26	1,49 ± 0,22	0,222 ± 0,091	0,248 ± 0,094
	Тропарево	56	57,14 (4)	57,14 (4)	1,71 ± 0,29	1,46 ± 0,25	0,225 ± 0,096	0,221 ± 0,095
	Ботанический сад	14	57,14 (4)	57,14 (4)	1,71 ± 0,29	1,45 ± 0,21	0,265 ± 0,121	0,230 ± 0,095
Среднее	37.3		58,44	66,23	1,53 ± 0,26	0,240 ± 0,015	0,261 ± 0,007

Примечание: * Доля полиморфных локусов в процентах учитывалась по 95% критерию полиморфизма, **Доля полиморфных локусов в процентах учитывалась по 100% критерию полиморфизма. Выборки расположены по региональному принципу с учетом убывания доли (числа) полиморфных ло-кусов по 95% критерию полиморфизма. Формулы для расчета показателей приведены в главе 2 (п. 2.8, формулы 3-6)

Таблица 6. Значения полокусных F- статистик Райта и ч² - теста на гетерогенность аллельных частот (по 7 полиморфным локусам, 21 аллелю) в популяциях бурых лягушек (по данным 2003 г.)

Локусы	FIS	FIT	FST	ч2	d.f.	P
Rana arvalis
6Pgd	0,820	0,839	0,108	19,640	4	0,001
Pgi	0,025	0,073	0,049	7,891	4	0,096
Pgm	0,342	0,411	0,106	58,127	12	0,000
Sod	0,238	0,658	0,551	95,395	8	0,000
Среднее	0,354	0,525	0,264	181,053	28	0,000
Rana temporaria
Idh	-0,003	0,029	0,032	46,861	20	0,001
Mdh	0,353	0,385	0,048	49,736	20	0,000
6Pgd	0,094	0,145	0,056	63,124	20	0,000
Pgi	0,031	0,318	0,296	42,667	10	0,000
Pgm	0,040	0,128	0,092	111,658	20	0,000
Sod	0,218	0,333	0,147	131,048	30	0,000
Среднее	0,083	0,197	0,124	445,094	120	0,000

Примечание: F_IS - коэффициент инбридинга особи относительно популяции, к которой она принадлежит; F_IT - коэффициент инбридинга особей выборки относительно целой популяции (вида в целом); F_ST - индекс, отражающий степень подразделенности популяций. Формулы расчета показателей приведены в главе 2 (п. 2.8, формулы 7-9).

Таким образом, во всех, кроме одной, московских популяциях остромордой лягушки наблюдается изменение количественных показателей, характеризующих генофонд популяции (Н₀, Н_е, количество полиморфных локусов и др.), указывающих на процесс сильной деградации генофонда этого вида. Качество генофонда популяций остромордой лягушки можно оценить как критическое: им утеряно до 70 % генетической изменчивости. В популяциях травяной лягушки утеряно до 50 % изменчивости и качество генофонда более 50% популяций - также неудовлетворительное.

В целом, результаты проведенной работы показали, что антропогенная фрагментация ландшафта оказывает разрушающее воздействие на генофонд популяций не только малоподвижных беспозвоночных животных, но и позвоночных животных, обладающих способностью к активному передвижению.

4. Анализ факторов, формирующих пространственно-популяционную структуру видов животных в условиях антропогенного ландшафта Москвы и Подмосковья (на примере модельных видов животных)

4.1 Антропогенная изоляция как фактор деградации популяций

4.1.1 Анализ пространственно-популяционной структуры кустарниковой улитки

Сравнение популяций животных, разобщенных пространственно и разделенных различными барьерами, препятствующими их расселению, позволяет ставить вопрос о значении фактора изоляции (в том числе антропогенного происхождения) для становления (а также и разрушения) популяционной структурированности вида.

Суждение о иерархичности эволюционно сложившейся популяционной системы делалось на основании сравнения популяций животных по суммарному соотношению частот аллелей генов (табл.7, рис. 2).

Таблица 7. Генетические расстояния по Неи (Nei, 1972) по 16 локусам между популяциями кустарниковой улитки из Москвы и Подмосковья (по данным 2002-2003 гг.)

Пункт сбора, степень затененности фитоценозов	Звенигород-луг, 0,2-0,3	Звенигород-лес, 0,6-0,7	Городок, лес,0,5-0,6	Валдай, лес, 0,6-0,7	Мешково, поляна, 0	Мешково-огороды, 0	Манихино-Родник,0,3-0,4	Манихино-Изолят,0,3-0,4	Узкое, ольшаник, 0,3-	Тушино, березняк,0,3	Измайловский парк, поляна, 0	Долинар. Сетунь, 0	Коломенское, 0,1-02	Лосиныйостров, пол. 0	Царицыно, овраг, 0,3-0,4	Покровское-Глебово, 0,3	Ботанический сад, поляна, 0	Битцевский лес, 0,2-0,3	Кузьминки, поляна, 0	Воробьевы горы, пол. 0
Звенигород-луг	0,000
Звенигород-лес	0,022	0,000
Городок	0,014	0,028	0,000
Валдай	0,011	0,027	0,012	0,000
Мешково	0,005	0,022	0,013	0,009	0,000
Мешково-огороды	0,020	0,032	0,020	0,019	0,015	0,000
Манихино-родник	0,018	0,033	0,012	0,009	0,015	0,015	0,000
Манихино-изолят	0,016	0,024	0,013	0,007	0,012	0,021	0,005	0,000
Узкое	0,016	0,039	0,021	0,018	0,011	0,004	0,018	0,025	0,000
Тушино	0,008	0,029	0,021	0,019	0,008	0,006	0,019	0,022	0,005	0,000
Измайловский парк	0,010	0,035	0,014	0,012	0,005	0,009	0,015	0,017	0,003	0,006	0,000
Долина р. Сетунь	0,009	0,012	0,017	0,017	0,008	0,019	0,023	0,020	0,016	0,012	0,013	0,000
Коломенское	0,011	0,036	0,015	0,005	0,007	0,013	0,011	0,013	0,007	0,010	0,005	0,018	0,000
Лосиный остров	0,009	0,034	0,015	0,008	0,006	0,009	0,011	0,014	0,006	0,007	0,004	0,016	0,002	0,000
Царицыно	0,015	0,038	0,022	0,018	0,011	0,004	0,017	0,023	0,002	0,004	0,005	0,020	0,008	0,005	0,000
Покровское-Глебово	0,014	0,024	0,025	0,025	0,015	0,007	0,019	0,022	0,010	0,005	0,012	0,015	0,019	0,014	0,009	0,000
Ботанический сад	0,009	0,041	0,015	0,005	0,008	0,017	0,012	0,014	0,012	0,013	0,007	0,022	0,002	0,002	0,010	0,023	0,000
Битцевский лес	0,009	0,030	0,027	0,036	0,016	0,032	0,038	0,035	0,027	0,013	0,020	0,016	0,028	0,025	0,026	0,018	0,030	0,000
Кузьминки	0,024	0,022	0,030	0,033	0,019	0,013	0,029	0,029	0,016	0,013	0,019	0,011	0,027	0,025	0,019	0,014	0,036	0,026	0,000
Воробьевы горы	0,007	0,020	0,023	0,020	0,011	0,012	0,020	0,021	0,013	0,005	0,012	0,010	0,017	0,013	0,013	0,003	0,019	0,010	0,016	0,000

Примечание: Формулы расчета генетического расстояния (дистанции) приведены в главе 2 (п.2.8, формулы 10, 11)

Рис. 2. (UPGMA) - дендрограмма генетических расстояний между исследованными популяциями кустарниковой улитки по Неи (Nei, 1972). Формулы расчета генетических расстояний приведены в гл. 2 (п. 2.8, формулы 10, 11)

Наиболее генетически дивергировали крупные «региональные» популяции, сильно пространственно разобщенные: Звенигород-лес - Манихино-родник (D=0,033), Звенигород-лес - Мешково-огороды (D=0,032), Звенигород-лес - Валдай (D=0,027), Звенигород-лес - Городок (D=0,028), Манихино-изолят - Мешково-огороды (D=0,022). Гораздо менее дивергировали локальные близко расположенные популяции внутри этих «регионов», барьеры между которыми возникли не так давно и каждая из которой несет в себе черты «региональной популяции» (Манихино-изолят - Манихино-родник, (D=0,05), и сильнее разобщены популяции, барьеры между которыми существуют более длительно (Звенигород-лес - Звенигород-луг, D=0,22).

Однако антропогенное влияние на ландшафт в городе, приведшее к длительной изоляции сравнительно близко расположенных популяций городских парков, в некоторых случаях имеет результатом дивергенцию, соизмеримую с таковой «региональных» популяций, например Битцевский лес - Ботанический сад (D = 0,03), Битцевский лес - Коломенское (D = 0,028), Битцевский лес - Узкое (D=0,028).

О дивергенции популяций говорит различие в структуре изменчивости, как отдельных локусов, так и по их сумме (табл. 3,4), что объясняет наиболее сильную дивергенцию двух популяций в Звенигороде (лес и луг, D=0,22). Сильная дивергенция этих популяций была выявлена ранее, как результат различия в направлении действия отбора по одним и тем же раковинным локусам в фитоценозах с разной степенью затененности (Макеева, 1989; Макеева, Матекин 1994; Макеева, Пахорукова, 2000), что рассмотрено ниже (п. 4.3).

Использование F-статистик Райта (табл.4) позволяет оценить роль антропогенной изоляции в формировании генетической оригинальности популяций, приводящей к высокой степени инбридинга, о чем свидетельствует довольно высокое значение суммарного коэффициента инбридинга (F_IS), подтверждающего отсутствие обмена генами между популяциями. Наиболее показательны в этом отношении локусы Е_ST -4 (0,260), Рgi (0,318), Е_ST -2 (0,221), Рgm (0,181), которые можно считать селективно значимыми для этого вида. Индекс популяционного различия (F_ST), оценивающий степень генетической дифференциации между популяциями, низкий (0.049. Выявленное более низкое значение генетического разнообразия в отдельных популяциях (F_ST=0,049) по сравнению с видом в целом (F_IT =0,189), видимо, связано с утерей аллелей в связи с процессом их фиксации, вызванным генетическим дрейфом. Необходимо отметить, что полученная дендрограмма подтверждает иерархичность популяционной структуры, выявленную ранее с помощью всего двух наиболее селективно значимых локусов (Макеева, 1988; Makeeva, 2003).

Тест на гетерогенность аллельных частот в изученных выборках кустарниковой улитки (табл. 4) также показал, что все популяции достоверно отличаются по совокупности частот аллелей всех локусов и каждого локуса в отдельности. Во всех случаях Р = 0,001, кроме одного локуса (Sod-2, P= 0,015).

4.1.2 Анализ пространственно-популяционной структуры бурых лягушек, сложившейся в Москве и Подмосковье

О высоком уровне генетической дифференциации свидетельствует количественная оценка степени генетических различий исследованных природных популяций двух видов бурых лягушек - травяной и остромордой. Это подтверждают значения генетических расстояний между популяциями (Nei, 1972) (табл. 8,9), рассчитанные по частотам аллелей всех исследованных локусов (Макеева и др.,2004 а, 2005, 2006 а). Значения генетических расстояний варьируют для травяной лягушки от 0,005 до 0,119, для остромордой - от 0,009 до 0,201.

Таблица 8. Попарные генетические расстояния по 7 локусам между популяциями остромордой лягушки Rana arvalis Nilss. из Москвы и Подмосковья (Nei,1972) (по данным 2003 г.)

Выборка	Зеленоград промзона	Зеленоград Черное озеро	Измайловский парк	Ботанический сад
Зеленоград Черное озеро	0,172
Измайловский парк	0,111	0,026
Ботанический сад	0,011	0,201	0,157
Кузьминки	0,009	0,147	0,096	0,027

Генетическая дивергенция природных популяций двух модельных видов лягушек отображена на дендрограммах (рис. 3,4).

У травяной лягушки по совокупности локусов выявлена иерархичность популяционной структуры. Наиболее сильно дивергировала популяция из Калужской области (Сатино). Между популяциями, сильно разобщенными пространственно (региональными), обнаружены наибольшие генетические расстояния (табл. 9): Зеленоград - Звенигород (D=0,063), Зеленоград - Новый Иерусалим (D=0,067). Генетическая дивергенция городских изолятов и природных популяций, испытывающих антропогенное воздействие, не всегда вписывается в эту иерархическую структуру. Генетические различия между городскими изолятами в некоторых случаях могут быть больше, чем между природными (Ботанический сад -- Лосиный остров (D=0,073)), или сравнимы с ними (Ботанический сад -- Битцевский лес (D=0,055)).

У остромордой лягушки эта тенденция выражена еще сильнее, ее генофонд более уязвим в антропогенных ландшафтах вследствие присущих этому виду биологических особенностей (зимовка на суше, а не в водоемах, как у травяной лягушки). У остромордой лягушки в некоторых случаях выявлена более сильная дивергенция между популяциями из парков города Москвы , чем между сильно географически удаленными популяциями: Измайловский парк -- Ботанический сад (D = 0,157), Измайловский парк -- Кузьминки (D = 0,096), Измайловский парк -- Зеленоград -- (D = 0,111) (табл.8).

Использование F-статистик Райта (табл.6) позволяет оценить в целом влияние антропогенной фрагментации ландшафта на изменение генофонда двух изучаемых видов амфибий. Оценка степени генетической дифференциации между популяциями с помощью индекса пространственной дифференциации (Fst) показала:

для остромордой лягушки (табл. 6) значение F_ST составляет 0,264. Наибольший вклад в межпопуляционную составляющую изменчивости вносит локус Sod (FST = 0.551), наи-

Таблица 9. Попарные генетические расстояния по 7 локусам между изученными популяциями Rana temporaria L. из Москвы и Подмосковья (Nei, 1972) (по данным 2003 г.)

Выборка	Звенигород	Новый Иерусалим	Зеленоград Черное озеро	Зеленоград промзона	Сатино	Измайловский парк	Битцевский парк	Лосиный остров	Тушино	Тропарево
Новый Иерусалим	0,007
Зеленоград Черное озеро	0,063	0,067
Зеленоград промзона	0,021	0,022	0,021
Сатино	0,081	0,079	0,119	0,067
Измайловский парк	0,023	0,021	0,026	0,016	0,101
Битцевский парк	0,013	0,028	0,037	0,018	0,093	0,018
Лосиный остров	0,010	0,010	0,091	0,039	0,095	0,039	0,032
Тушино	0,038	0,038	0,030	0,011	0,085	0,022	0,034	0,045
Топарево	0,025	0,028	0,019	0,013	0,102	0,005	0,015	0,043	0,018
Ботанический сад	0,064	0,055	0,024	0,017	0,095	0,030	0,055	0,073	0,006	0,026

Рис. 3. (UPGMA)-дендрограмма генетических расстояний между популяциями травяной лягушки по Неи (Nei, 1972)

меньший - Pgi (FST = 0,049). Довольно высокое среднее значение F_ST указывает на сильную генетическую подразделенность популяций остромордой лягушки и существенный вклад дрейфа генов в формирование межпопуляционных различий;

у травяной лягушки F_ST = 0,124. Наиболее весомый вклад в межпопуляционную составляющую изменчивости вносят локусы Pgi (F_ST = 0,296) и Sod (F_ST = 0,147). Генетическое разнообразие отдельных популяций (F_ST= 0,124) по сравнению с видом в целом (F_IT = 0,197) намного ниже, что также свидетельствует в пользу выявленной тенденции к фиксации аллелей (рис. 6, 7).

Рис. 4. (UPGMA)-дендрограмма генетических расстояний между популяциями остромордой лягушки по Неи (Nei, 1972)

Высокие показатели суммарного коэффициента инбридинга подтверждают сказанное: для остромордой лягушки F_IS - 0, 354, а для травяной - 0,083 (табл. 6). О глубине инбредной деградации генофонда популяции остромордой лягушки свидетельствуют чрезвычайно высокие коэффициенты инбридинга 70 % исследованных локусов: (6Рgd - 0,820, Рgm - 0,342, Sod - 0,238). У травяной лягушки в 33 % локусов коэффициенты инбридинга также высоки (Mdh - 0,353, Sod - 0,218).

Показатели F_it, отражающие степень инбридинга относительно вида в целом, также велики: средние значения F_it составляют для травяной лягушки 0,197, для остромордой - 0,525, что указывает на резкий дефицит гетерозиготности особей изученных популяций в исследуемом регионе. Для травяной лягушки он составляет 19,7 %, для остромордой - 52,5 %.

Таким образом, анализ иерархичности популяционной структуры модельных видов животных, относящихся к двум типам, позволяет сделать заключение, что антропогенная изоляция по своему результату прямо противоположна естественной изоляции, которую С.С. Четвериков (1926) назвал «истинной причиной эволюции видов».

4.2 Случайные процессы как фактор уменьшения разнообразия популяций

Анализ факторов, формирующих , а также разрушающих эволюционно сложившуюся систему популяций антропогенных ландшафтов, базируется на основной простейшей модели, созданной Харди и Вайнбергом (Hardy, 1908; Beinberg, 1908). Эта модель описывает условия длительной стабильности популяций. Закон Харди-Вайнберга применим лишь к очень большим популяциям. В маленьких популяциях частоты аллелей в значительной степени регулируются дрейфом генов ((Четвериков, 1926; Дубинин, 1931; Ромашов, 1931; Шмальгаузен, 1969; Грант, 1980; Айала, Кайгер, 1987; Wrigt, 1931; Fisher, 1949 и др.).

Применение теоретических разработок популяционной генетики к изучению динамики генофондов городских изолятов модельных видов животных, а также тщательно спланированный выбор территории для проведения мониторинга в пространстве и во времени, позволил выявить действие дрейфа генов.

Доказательством действия дрейфа генов в популяциях парков г. Москвы служат:

1) Выявленный характер случайной дифференциации частот аллелей генов в серии исследованных городских изолятов вида. Это выражается в нарушении иерархичности популяционной структуры в пределах урбанизированной части обследованной модельной территории (сравнительно с Подмосковьем) Макеева,1988; Макеева и др., 1995, 2004 а, 2005, 2006 а; Матекин, Макеева, 1977).

2) Выявленная тенденция к фиксации разных аллелей одного и того же полиморфного локуса у всех модельных видов, которая может быть объяснена лишь как результат случайного дрейфа (рис. 5, 6, 7).

Рис. 5. Изменчивость числа аллелей локуса Est-4 в популяциях кустарниковой улитки из Москвы и Подмосковья. 1- Звенигород, луг; 2- Звенигород, лес; 3 - Городок; 4 - Валдай; 5 - Мешково; 6 - Мешково - огороды; 7 - Манихино, родник; 8 - Манихино - изолят; 9 - Узкое; 10 - Тушино; 11 - Измайловский парк; 12 - долина реки Сетунь; 13 - Коломенское; 14 - Лосиный остров; 15 - Царицыно; 16 -Покровское-Глебово; 17 - Ботанический сад; 18 - Битцевский лес; 19 - Кузьминки; 20 - Воробьевы горы

Рисунок 6 иллюстрирует фиксацию разных аллелей одного и того же полиморфного локуса супероксиддисмутазы в различных изолятах остромордой лягушки. Такая же тенденция прослеживается у этого вида и по другим локусам (6-Pgd, Pgm, Pgi).

Рис 6. Изменчивость числа аллелей локуса Sod в популяциях остромордой лягушки из Москвы и Подмосковья. 1- Зеленоград, промзона; 2 - Измайловский парк; 3 - Ботанический сад; 4 - Кузьминки.

3) Обнаружена корреляция между численностью и изменчивостью генофонда изученных популяций кустарниковой улитки (по доле полиморфных локусов). Коэффициент корреляции равен 0,46. В пределах от 250 до 1000 зависимость генетической изменчивости от численности оценивается коэффициентом корреляции +0,8. При больших значениях численности зависимость приобретает постоянный характер.

4) Выявленные высокие коэффициенты инбридинга по многим локусам, служат подтверждением того, что дрейфу генов сопутствует инбридинг (гл.5.1.1. и 5.1.2).



Рис. 7. Изменчивость числа аллелей локуса Sod в популяциях травяной лягушки из Москвы и Подмосковья. 1- Звенигород; 2 - Новый Иерусалим; 3 - Зеленоград, Черное озеро; 4 - Измайловский парк; 5 - Лосиный остров; 6 - Тушино; 7 - Битцевский лес; 8 - Тропарево; 9 - Ботанический сад.

Таким образом, оценка состояния генофонда и анализ результатов действия эволюционных факторов позволяет сделать нетривиальный вывод о том, что ведущая роль в уменьшении разнообразия и вымирании животных мелких изолятов антропогенных ландшафтов принадлежит отрицательным генетическим процессам - дрейфу генов и сопутствующему ему инбридингу.

Дрейф генов, как и мутации и миграции, изменяет частоты аллелей независимо от того, вызывает ли это повышение или понижение приспособленности. Случайность процессов с точки зрения приспособленности объясняет их разрушительное влияние на организацию популяционной структурированности видов и приспособленность организмов. Только естественный отбор предотвращает разрушительные последствия всех остальных процессов и способствует возникновению адаптивности популяций.

4.3 Анализ процесса естественного отбора в популяциях животных антропогенного ландшафта Москвы и Подмосковья (на примере кустарниковой улитки)

Несмотря на самые разные причины, эффект отбора сводится к большей или меньшей вероятности дать потомство. При этом экологические факторы рассматриваются нами как факторы, формирующие направления естественного отбора.

Обычно результаты действия отбора оцениваются по сдвигу частот генов и в соотношении генотипов в поколениях. В этом случае показателем эффективности отбора в популяциях служит Д q, то есть сдвиг в частоте гена за одно поколение (Шмальгаузен, 1969).

Основные направления современных работ по изучению естественного отбора в популяциях животных, в том числе у моллюсков сводятся к следующему:

1). Обычно действие естественного отбора выявляют по наличию предпочтительности одних фенотипов другим в различных по микроклимату фитоценозах и других местообитаниях (Макеева, 1980; Зейферт, 1987; Lamott, 1951, 1959; Wiliams, 1994; Johannesson, Tatarenkov, 1997).

2). Случаи наличия клинальной изменчивости признаков также приводятся как доказательство действия естественного отбора (Хохуткин, 1997; Smet, Rompu, 1989; Rolan-Alvarez et al., 1997; Palo et al., 2003; Kourti, 2004).

3). Немногочисленные работы обнаруживают результат действия отбора, эффективность которого может быть выявлена в течение жизни одного поколения (Макеева, 1989; Зейферт, 1991; Koеhn et al., 1973; Cowie, 1990, Ymsland et al., 2001).

4). Отдельные работы посвящены рассмотрению процесса отбора в динамике, то есть во времени, что и позволяет выявить векторы отбора. Большинство таких работ выполнено на экспериментальных популяциях животных (Cook, Cain, 1980; Mao, Xiang, 1996; Regoli, 1998) или при сравнении ископаемых и современных форм (Рычков, 1969, 1998; Алтухов, Калабушкин, 1974).

5). Лишь единичные работы выполнены в природных популяциях, в обозримый исторический период, с учетом изменения генетического состава популяций в поколениях с использованием полиморфных локусов. При этом в одних случаях отбор был выявлен (Алтухов, 1989; Макеева, 1989; Макеева, Пахорукова, 2000; Doums et al., 1996), в других - нет (Jorde, Ryman, 1996).

Сдвиг частот аллелей в популяциях кустарниковой улитки фиксировался с помощью полиморфного конхологического признака (наличия или отсутствия полосы на раковине) и полиморфного биохимического маркера - системы эстераз, впервые обнаруженной у этого вида (Матекин, Макеева, 1977).

Исследовано два аспекта действия естественного отбора (Макеева, 1989; Макеева, Матекин, 1987; Макеева, Пахорукова, 2000):

сравнивались частоты аллелей признаков между разными возрастными группами одного поколения - с целью выявления эффекта отбора в течение жизни одного поколения моллюсков. У B. fruticum сравнивались частоты аллелей 3-й (половозрелых) и 1-й (молоди) возрастных групп;

анализировался сдвиг частот аллелей между разными поколениями моллюсков с целью выявления временного аспекта действия отбора, позволяющего определить вектор отбора. У B. fruticum он исследовался при сравнении частот аллелей взрослых особей разных поколений - по 3-й возрастной группе, через два поколения моллюсков, с интервалом в 12 лет.

4.3.1 Результаты анализа эффекта отбора при сравнении сдвига частот разных возрастных групп одного поколения

Результаты изучения эффекта отбора в пределах одного поколения выявили эффект отбора по двум полиморфным локусам - конхологическому и аллозимному (Макеева, 1988; Макеева, Пахорукова, 2000). Величины коэффициентов селекции (S), интенсивность отбора (I) и сдвиги частот аллелей (Дq) колеблются в следующих пределах:

по аллелю полосатости раковин: S от 0,338 до 0,872; I -- 0,193-0,503; Дq -- 0,054-- 0,147;

по частоте аллеля В эстераз: S от 0,080 до 0,722; I -- 0,020- 0,409; Дq -- 0,010 -- 0,150.

Достоверные различия по соотношению частот фенотипов эстераз обнаружены в 66, 7% случаев (в 8 выборках из 12), для сравнения - по фенотипам раковин -- в 11,4% случаев (5 из 44).

Полученные данные подтверждают, что структура популяций подвергается значительной перестройке за счет отбора в течение жизни одного поколения, что выражается в разных частотах аллелей полиморфных признаков родителей и прошедших горнило отбора потомков, и свидетельствуют против гипотезы селективной нейтральности аллелей, развиваемой М. Кимура (1985) и другими авторами.

4.3.2 Результаты изучения эффекта отбора между поколениями

Результаты сравнения генетических параметров обследованных популяций по двум локусам подтвердили удивительное постоянство генетической структуры популяций во времени. Обнаружение случаев достоверного изменения частот аллелей при сравнении разных возрастных групп - 1-й и 3-й (рис. 8, а, б) - подтверждает, что происходит процесс перестройки генотипической структуры популяций в течение жизни каждого поколения моллюсков. Рисунки демонстрируют изменение соотношения конкретных генотипов на примере четырех популяций кустарниковой улитки при изучении одного полиморфного локуса (эстераз) в двух разных поколениях. Этот процесс перераспределения соотношения генотипов является реальным адаптационным механизмом, который по-разному реализуется в каждой конкретной популяции, т. е. в определенной среде и в данный момент времени.

а

б

Рис. 8. Соотношение частот генотипов эстераз в 1-ой и 3-ей возрастных группах четырех популяций кустарниковой улитки в двух поколениях (а -- 1975 - 1978; б -- 1988 - 1989 гг.) 1-Звенигород, ельник; 2 - Звенигород, берег Москва-реки; 3 - Мешково; 4 - Манихино

Одновременно, это перераспределение ведет к сохранению постоянства частот аллелей во времени, так как даже при одинаковых частотах генов состав генотипов возрастных групп может быть неидентичным. В этом и заключается механизм поддержания популяционного гомеостаза у B. fruticum в природе, выражающийся в перераспределении генотипов (рис. 8) и сдвигов частот аллелей в возрастных группах в течение жизни одного поколения и одновременно сохраняющий постоянство частот во времени (Макеева, Пахорукова, 2000). Этот механизм сохранения постоянства частот аллелей во времени теоретически был сформулирован в виде закона Харди - Вайнберга, являющегося краеугольным камнем популяционной генетики. Подтверждение этого закона в природных популяциях, особенно на уровне частот аллелей изоферментов, связано с трудностями исследования временного аспекта, требующего анализа нескольких последовательных поколений каждой исследованной популяции.

4.3.3 Анализ действия естественного отбора в связи микроклиматическими особенностями фитоценозов

Нами отмечена общая тенденция действия естественного отбора против полосатых форм, свидетельствующая об общем направлении изменения физико-географических характеристик ландшафта юго-западного Подмосковья, охарактеризованного как осветление ландшафта (Макеева, 1980,1989). В наименьшей степени направление отбора против полосатых форм свойственно популяции большого лесного массива г. Звенигорода, менее всего испытывающего антропогенное давление. Следует отметить, что максимальный сдвиг частот аллелей зафиксирован для популяций, испытывающих наибольшее антропогенное воздействие (Мешково, Манихино, парки г. Москвы - Кузьминки, Долина р. Сетунь).

Сравнение открытых и затененных биотопов, проведенное в 2003 г., по признакам раковины подтвердило выявленное ранее достоверное отличие популяций из этих биотопов, что можно объяснить действием как апостатического отбора (главным образом дроздами), так и физиологического (Макеева, Матекин, 1994).

Выявленная интенсивная перестройка генотипической структуры популяций, а также значительные величины коэффициентов отбора и сдвига частот аллелей как за счет естественного отбора, так и за счет дрейфа генов и инбридинга, свидетельствуют о действии факторов, нарушающих гомеостаз природных популяций.

Принципиальное отличие антропогенных ландшафтов от естественных состоит в том, что в крупных природных популяциях естественных ландшафтов ведущая роль в сохранении постоянства генетический структуры популяции принадлежит естественному отбору. В мелких изолятах антропогенных ландшафтов преобладают случайные процессы и инбридинг, нарушающие это постоянство. Из этого следует, что проблема охраны биоразнообразия не может быть решена только с помощью территориальной охраны. Необходимо изменение стратегии охраны животных и применение генетических методов восстановления устойчивости популяций.

5. Восстановление и стабилизация генофонда популяций диких животных в условиях урбанизированных ландшафтов (на примере города Москвы)

5.1 Необходимость поддержания эволюционного потенциала и приспособленности популяций животных в городских природных охраняемых экосистемах

Стратегия охраны любого вида определяется знанием действительной или предполагаемой генетической структуры вида. Сохранение жизнеспособности и способности к эволюционным адаптациям популяций, обитающих в фрагментированных ландшафтах, связано с сохранением определенной минимальной численности, которая могла бы обеспечить минимальную утрату генетического разнообразия.

Многочисленные литературные данные свидетельствуют о существовании зависимости между гетерозиготностью и приспособленностью и показывают, что в природных популяциях относительно гетерозиготные особи имеют повышенную жизнеспособность, плодовитость, скорость роста и др. по сравнению с относительно гомозиготными особями (Schaal, Levin, 1976; Singh, Zouros, 1978; Balloux, 2004). При сравнении популяций животных и растений, различающихся по средней гетерозиготности, обнаруживаются перечисленные выше преимущества у более полиморфных популяций (Soule, 1973, 1976, 1979; Clegg, Allard, 1972; Rick et al, 1977; Bush et al., 1987; Edenhamn et al., 2000; Weinreih, Chao, 2005).

Для генетических аспектов охраны природы важно знать, что даже малая степень инбридинга обычно снижает плодовитость и жизнеспособность популяций. Экспериментально доказано, что увеличение гомозиготности в популяциях на 10 % приводит к снижению общей репродуктивной способности не менее, чем на 25 % (Abplanalp, 1974; Frankel, Soule, 1981).

Итоги обследования московских городских популяций кустарниковой улитки показали, что только в 33 % популяций количество гомозигот по сумме локусов не превышает природный показатель. Остальные 67 % отличаются от эталонных в той или иной степени (при р=95). У 42 % количество гомозигот снижено от 2,5 до 28 %, в том числе у 25 % популяций оно снижено более чем на 10 %. Это указывает на значительное снижение общей репродуктивной способности большинства популяций, в том числе в одной четверти случаев - более чем на 25%. (На основании опыта животноводы допускают максимально допустимую степень инбридинга в популяциях, равную 1%).

Исходя из вышеизложенного, очевидно, что стратегия охраны животных антропогенных экосистем должна быть нацелена прежде всего на сохранение и восстановление генетической изменчивости. Необходимо также, насколько возможно, не допускать снижения численности популяций поскольку скорость эрозии генофонда зависит от численности популяций. Франклин (1983) предложил эффективную численность 500 особей как нижнюю границу генетического разнообразия вида и возможности эволюции в меняющейся среде. Однако многие исследователи полагают, что в действительности эта цифра на порядок больше (Грант, 1980; Вепринцев, 1991; Вепринцев, Ротт, 1991; Nei, Graur, 1984; Harris, Allendorf, 1989; Nomura, 1999, 2005; Arden, Kapuscinski, 2003).

5.2 Прогноз длительности существования популяций модельных видов на ООПТ города Москвы

Для грамотной организации охраны диких животных в условиях охраняемых природных территорий в крупных городах важно знать, на протяжении скольких поколений могут сохраниться небольшие городские популяции с эродированным генофондом. Проведенная работа позволяет дать временной прогноз существования исследованных популяций на ООПТ города Москвы.

Приведем пример расчета прогноза длительности существования популяции с учетом знаний ее численности и особенностях биологии исследуемого вида, используя полученные данные о популяции B.fruticum, обитающей в московском городском заказнике «Воробьевы горы».

Для расчетов длительности существования популяций была использована формула, предложенная М.Э. Сулеем (1983):

t=1,5 Ne (11),

где t - число поколений, Ne - эффективная численность популяции.

Для составления прогноза необходимо знание эффективной численности популяции, то есть количества особей, достигших репродуктивного возраста. Она вычисляется по формуле, выведенной на основании формулы Райта (1922) (13):

, (12)

где N_e - эффективная численность популяции, N_m - число самцов, N_f - число самок.

Формула Райта (13) описывает условия увеличения коэффициента инбридинга за одно поколение:

F= (13),

где F - увеличение коэффициента инбридинга за одно поколение, N_m - число самцов, N_f - число самок.

За условие порогового значения F Сулеем взято значение F=0,5-0,6. Этот порог выведен из селекционной практики животноводства с учетом того, что плодовитость в малых популяциях начинает падать, когда коэффициент инбридинга достигает 0,5-0,6 (Сулей, 1983). Придав F значение 0,5-0,6 в формуле

(14)

можно получить формулу (11).

По данным учета численности 2002 г. объем выборки на Воробьевых горах составляет 132 особи. Из них самок репродуктивного возраста N_f = 1, а самцов репродуктивного возраста N_m=8. В этом случае N эффективное в соответствии с формулой 12 составляет 3,5.

Учитывая, что ожидаемое число поколений до подхода к порогу вымирания примерно в 1,5 раза больше эффективной численности популяции, на Воробьевых горах оно составляет 5 поколений.

Продолжительность жизни поколения кустарниковой улитки составляет 5-6 лет. Таким образом, время существования популяций на Воробьевых горах составляет не более 25 лет.

Если использовать формулу М.Э.Сулея (11), то прогноз длительности существования популяций кустарниковой улитки в поколениях в парках Москвы выглядит следующим образом (табл.10).

Прогноз скорости исчезновения московских популяций кустарниковой улитки:

в ближайшие 25-30 лет может исчезнуть 25% городских популяций;

за 100-200 лет может исчезнуть 75% популяций;

только 25% популяций имеют шанс на длительное существование (около 500 лет).

Данные прогноза длительности существования московских популяций бурых лягушек также показывают, что количество поколений до подхода к порогу вымирания мало, что отображает таблица 10.

Таблица 10. Прогноз длительности существования популяций модельных видов на ООПТ г. Москвы (по данным эффективной численности 2002 - 2003 гг.)

Вид	Кол-во популяций (в %)	Эффективная численность (Ne)	Число поколений (t)
Bradybaena fruticum	33	3,5 - 10	5-15
	42	21 - 24	32-37
	25	26 - 66	40-100
Rana arvalis	67	2 - 3	3-4
	33	8 - 11	12-17
Rana temporaria	33	3,5 - 11	5-17
	17	16 - 18	24 - 27
	50	25 - 28	38-42

Примечание: Длительность существования популяций в поколениях вычислялась по формуле t = 1,5 * Ne, где Ne - эффективная численность популяций вычислялась по формуле 12.

Прогноз скорости исчезновения московских популяций бурых лягушек:

для R. arvalis: в ближайшие 15-20 лет может исчезнуть 67% популяций;

за 60-80 лет может исчезнуть 100% популяций, т.е.исчезнет вид в целом.

Для R. temporaria: 50% популяций исчезнет в ближайшие 100 лет, их них половина - за 25 лет.

В целом, исчезновение большинства популяций (более 56 %) исследованных модельных видов произойдет на протяжении ближайших 25-100 лет (табл. 11).

Таким образом, результаты проведенных исследований показывают, что большинство существующих московских природных особо охраняемых экосистем слишком малы и не способны обеспечить сохранение видов животных по чисто генетическим и эволюционным причинам. Очевидно, что эти генетические и эволюционные критерии являются убедительными и необходимыми для переоценки современных природоохранных программ.

Таблица 11. Прогноз скорости исчезновения популяций животных на ООПТ г. Москвы (на примере трех исследованных модельных видов, по данным 2003 - 2003 гг.).

Временной интервал в годах (Т)	Процент исчезнувших популяций
25	28
100	56
160-200	84
250-500	100

Примечание: Временной интервал в годах вычислялся по формуле Т = kt, где k - возраст половозрелости для вида, для улиток и лягушек он составляет 5 лет. Расчет проводился по данным эффективной численности 25 московских популяций животных (13- улиток, 12- лягушек; 6 из которых исключены из генетического анализа из-за малой численности).

5.3 Возможности замедления генетических изменений, вызванных антропогенным воздействием на генофонд популяций

Возможности замедления быстрых генетических изменений, происходящих в мелких изолированных популяциях антропогенных и особенно урбанизированных ландшафтов, состоят в искусственном обогащении генофонда этих популяций.

Теоретический анализ (Wright, 1931; Avery, 1978; Aйала, 1984) позволяет утверждать, что скорость миграции порядка 1-2 особей на поколение предотвращает действие дрейфа генов. Однако для целей восстановления популяций животных антропогенных экосистем такой поток явно недостаточен, так как генофонд большинства исследованных популяции находится в критическом состоянии.

Итак, генетический дрейф в популяциях может быть уравновешен искусственными миграциями. Это теоретическое положение является основополагающим для разработки эколого-генетического аспекта стратегии сохранения биоразнообразия охраняемых экосистем урбанизированных ландшафтов.

Для того чтобы планировать обогащение популяции, необходимо учесть, что изменение частоты гена вычисляется по формуле (Грант, 1980):

?q=m(p₀q_m-p_mq₀), (15)

где p_0, q₀- частоты генов в городской популяции; p_m, q_m - частоты генов в группе иммигрантов; m - вносимое количество иммигрантов.

При организации искусственного потока генов число мигрантов определяется конкретными сроками восстановительных работ и зависит от состояния генофонда восстанавливаемых и донорских популяций.

Однако, искусственная миграция, необходимая для выживания популяций животных в антропогенных ландшафтах, оказывается фактором, прекращающим эволюционные изменения в этих популяциях. Не вызывает сомнения, что в настоящее время искусственный поток генов дает возможность сохранить генетическое разнообразие в качестве необходимого источника для будущих эволюционных изменений.

5.4 Результаты эксперимента по обогащению исчезающих популяций кустарниковой улитки

Нами было проведено экспериментальное подтверждение действенности эколого-генетических методов восстановления популяций. Для этой цели были выбраны популяции, обитающие на ООПТ города Москвы, эффективная численность и генофонд которых был оценен как критический.

Для учета и контроля результатов обогащения были использован полиморфный признак-- наличие или отсутствие полосы на раковине.

Обогащение было проведено в 2003 году, контроль -- в 2005 г. при обследовании потомства (сеголеток из обогащенных популяций).

Оценка результатов проведенного эксперимента по обогащению подтвердила эффективность восстановления популяций животных на генетическом уровне. Как показывает табл. 12 (Макеева, 2006), во всех случаях выявлен достоверный сдвиг частоты аллеля полосатости раковин (в том числе - в двух случаях при P = 99%). Полученные результаты подтверждают возможность использования обогащения (оздоровления) генофонда в целях сохранения и длительного устойчивого использования популяций животных, обитающих на ООПТ, расположенных в урбанизированных ландшафтах.

Необходимо отметить, что при обогащении популяций нами было внесено заведомо большое количество особей, достаточное для сдвига частот. Это было сделано не только с целью подтверждения самой возможности изменения генофонда с помощью генетических технологий, но, прежде всего - с практической целью - восстановления генетического разнообразия исчезающих популяций с наиболее сильно эродированным генофондом, что даст им возможность сохраниться в парках города Москвы.

Таблица 12. Результаты эксперимента по обогащению генофонда популяций (сравнительные данные 2003-2005 гг., по частоте аллеля полосатости)

Пункт сбора	Исходная частота аллеля полосатости	частота аллеля полосатости после обогащения	Изменение частоты аллеля полосатости	F-критерий, степень свободы V	частота аллеля полосатости; количество экземпляров доноров по возрастным группам 1, 2, 3)
					3	2	1	сумма
Воробьевы горы	0,2257	0,4985	0,273	110,13 370	0,584938	0,500072	0,616410	0,3280210
Битцевский лес	0,5222	0,4132	0,109	7,86 124	0,365130	0,346450	0,462970	0,4082150
Ботанический сад	0,4706	0,4009	0,070	3,96 247	0,316230	0,387340	0,380190	0,3708160
Кузьминки	0,1313	0,4472	0,316	125,59176	0,577430	0,516430	0,534570	0,5407130

Примечания: Стандартные значения F-критерия Фишера: V1 = 1; при V2 =125, Fst = 3,92 - 6,84, 11,38; при V2 = 300, Fst = 3,87, 6,72, 10,83

Частоты аллелей полосатости до и после обогащении вычислялись по первой возрастной группе

5.5 Методические рекомендации по восстановлению генетического разнообразия животных антропогенных экосистем

Результаты проведенной работы позволяют сформулировать следующие практические рекомендации по оздоровлению генофонда популяций видов животных антропогенных экосистем, большая часть которых универсальна:

1). Для конкретных экосистем выделить набор конкретных популяций видов, которые подлежат восстановлению. Необходимо анализировать популяции не только исчезающих, но и ключевых видов экосистем.

2). Оценить состояние генофонда по возможно большему количеству ферментов и локусов (не менее 5-6 ферментов и 10-12 локусов).

3). Обязательным условием обогащения является генетическое обследование популяций доноров, т.е. крупных природных популяций, желательно из этого же региона, обитающих в аналогичных климатических условиях. Результаты проведенных нами исследований показали, что генофонд донорских популяций (около 23%), обитающих в антропогенных ландшафтах Подмосковья, может быть сильно обеднен.

4). Необходимо учитывать, что в разных популяциях в одном и том же локусе могут происходить разные по направлению изменения частот аллелей, происходящие вследствие процесса фиксации аллелей при дрейфе генов.

5). Для обогащения лучше всего использовать несколько популяций-доноров, у которых возможны противоположные тенденции закрепления аллеля одного и того же локуса.