A süllő tógazdasági tenyésztésének lehetséges genetikai következményei természetes vizek telepítése során

BENEDEK Ildikó¹, KOVÁCS Balázs², ZSOLNAI Attila³, LEHOCZKY István⁴, BÁNÓ Bálint⁵, MOLNÁR Tamás^1,4

¹Szent István Egyetem, Kaposvár Guba S. u 40. beniildi[kukac]gmail.com, molnart75[kukac]gmail.com
²Szent István Egyetem, Gödöllő Páter K. u. 1. Kovacs.Balazs[kukac]mkk.szie.hu
³NAIK ÁTKHK, Herceghalom, Gesztenyés út 1. attila.zsolnai[kukac]gmail.com
⁴NBGK HGI, Gödöllő Isaszegi u. 200. lehoczky.istvan[kukac]nbgk.hu
⁵ÖK BLI, Tihany, Klebelsberg K. u. 3. bano.balint[kukac]okologia.mta.hu

Kivonat

A süllő (Sander lucioperca L.) nagy potenciállal rendelkezik az európai akvakultúra diverzifikációja szempontjából. A tenyésztett egyedek természetes vizek állományaiba telepítésekor fellépő genetikai kockázattal kapcsolatos információk azonban korlátozottak a faj tekintetében. Még a tógazdasági termelés genetikai összetételre gyakorolt hatását sem határozták meg. Vizsgálatunk célja egy vadon élő süllő populáció, egy tavi tenyészállomány és azok utódai genetikai változatosságának összehasonlítása volt.

Bevezetés

A vad populációk genetikai sokfélesége lehetővé teszi a természetes (ökológiai) és az antropogén kihívások megválaszolását (Grant et al., 2017). A telepítési programok elsősorban az alacsony tényleges populációméretű és/vagy alacsony genetikai sokféleséggel rendelkező populációkra összpontosítanak (Fraser et al., 2019). A tenyésztett fajok állománynövelése általában a halászat kompenzálására irányul (Guillerault et al., 2018). Az állománynövelés azonban az ökoszisztéma szintjén is potenciális kockázatot jelenthet, mivel a gazdaságilag értékes fajok gyakran a tápláléklánc csúcsán vannak, és jelentősen befolyásolják a lánc többi faját (Grant et al., 2017). A zárt rendszerben történő tenyésztés lehetővé teszi a természetes körülmények közt maladaptív fenotípusok kialakulását is (Fraser et al., 2019). Az akvakultúra-állományokból és a vadon élő populációkból származó egyedek hibridizációja különböző genetikai kockázatokkal járhat: 1) a populáción belüli és közötti genetikai variáció elvesztése, (2) az alkalmazkodás képességének elvesztése (fitnesz csökkentése), (3) a populáció összetételének megváltozása és (4)) a népesség szerkezetének változása (Laikre et al. 2010, Waples et al. 2016).

Kutatásunk célja egy vadon élő (Balaton) süllőpopuláció, egy tógazdasági tenyész állomány és annak utód generációjának összehasonlítása volt i. a különféle állományok genetikai mintáinak (genetikai sokféleség és genetikai szerkezet) leírására, ii. felvázolni azokat az okokat, amelyek valószínűleg meghatározták a faj genetikai szerkezetét (alapító hatás, genetikai sodródás és szelekció), és iii. elemezni, hogy a jelenlegi tenyésztési gyakorlat hogyan befolyásolhatja a természetes populációk szerkezetét.

Anyag és módszer

A vadon élő halak úszó mintáit a Balatonból horgászok fogásaiból hat helyszínen (Keszthely, Tihany, Balatonfüred, Balatonboglár, Balatonakali és Siófok, az összes minta száma n = 46), a 2016-2017 közötti időszakban gyűjtöttük. A tógazdasági állomány és azok utódainak mintái a BoFa halgazdaságból (Attala) (n = 40 tenyészállomány és n = 44 utódok) a 2016-os tenyészidőszakban kerültek begyűjtésre. Az úszó mintákat 96% -os etanolban gyűjtöttük és mélyhűtőben (-80 °C) tároltuk a feldolgozásig. A genomi DNS-t a DNeasy Blood and Tissue kit-ekkel (Qiagen, Hilden, Németország) vontuk ki a gyártó protokollját követve. A DNS minőségét és mennyiségét a Maestro Nano Drop spektrofotométerrel (MN-913) ellenőriztük (MaestroGen, Tajvan). A minta DNS-koncentrációját 50 µg / ml-re kiegyenlítettük.

Összesen 15 mikroszatellit DNS-markert (MSL1, MSL2, MSL3, MSL5, MSL6, MSL9 –Kohlmann K. és Kersten P., 2008; Svi-4, Svi-6, Svi-L7, Svi-L8, Svi-18 - Wirth et al., 1999; Pfla-L3, Pfla-L8 - Leclerc et al., 2000, Za138, Za199 Dubut et al., 2010) használtunk a genotípizáláshoz. A markereket három multiplex PCR-ben amplifikáltuk NED, PET, VIC és FAM végjelzett primerek felhasználásával.

Eredmények és következtetések

Az elvárások szerint a tavi tenyészállományban és az utódokban a vadon élő populációhoz képest csökkent a sokféleség. Az utódok még alacsonyabb diverzitást mutattak, mint a tenyészállomány, de a különbség csak az egyedi allélgazdagságban volt szignifikáns. A korrigált elvárt heterozigozitás (uHe) értékek magasak (0,68 és 0,72 között voltak), és a három vizsgált csoport között nincs szignifikáns különbség. A megfigyelt heterozigozitás értékek szintén magasak voltak (Ho 0,68 és 0,71 között változott), és a különbség a három csoport között sem volt szignifikáns. A lokuszonkénti átlagos allélszám (NA) 6,00 és 11,00 között volt, mely tekintetében a vadállomány szignifikánsan eltért a másik kettőtől. Az allélgazdagság (AR) adatai szignifikáns különbségeket mutattak az összes csoport között, ám a Bonferroni korrekciót követően csak a vadállomány és az utódok különbsége maradt szignifikáns. Az egyedi allélgazdagság (ARp) esetén az összes populáció szignifikánsan különbözött. Az utód populáció nem mutatott egyedi allélokat, míg az átlagos ARp 0,43 volt a tenyészállományban és 3,81 a vadon élő populációban.

1. táblázat A három vizsgált populáció diverzitás adatai

Populáció	N	uHe	Ho	NA	AR	ARP
Vad	46	0.70±0.12	0.68±0.16	11.00±4.26a	10.47±3.98a	3.81±2.01a
Tenyész állomány	40	0.72±0.10	0.71±0.10	7.50±3.34b	7.50±3.34b	0.43±0.75b
Utód állomány	44	0.68±0.11	0.70±0.16	6.00±1.46b	5.9±1.47b	0,0±0,0c

 

Eredményeink alátámasztották azt a hipotézist, miszerint a menedzsment megváltoztathatja a tényleges populáció méretét. A linkage disequilibrum módszerével becsült tényleges populációméretek értéke (Ne) 1022,6 (CI 95% 306,5-végtelen), 62,5 (CI 95% 47,9-86,6) és 15,1 (CI 95% 12,9-17,7) egyed a vadállományban, tenyészállományban és az utódpopulációban. A tenyészállatok és az utódok populációinál a temporal method módszer eredményeként az Ne 31,3 (CI 95% 23,0 - 89,9) egyed volt. Azonban a BOTTLENECK által elvégzett Wilcoxon -teszt eredményei szerint a közelmúltban csak a vadon élő (Balaton) populációban tapasztalható bottleneck hatás (P = 0,00006).

Az AMOVA eredményei azt mutatják, hogy a variancia csak 7,87%-a volt a populációk között, amely alacsony/közepes szintű populáció-különbséget mutat. Ezt megerősítette a páros F_ST-értékek szignifikanciája (P <0,05) a populációs párok között. Alacsony F_ST-értéket (0,011) találtunk a tenyészállomány és az utódok között, míg mérsékelt értékeket a vadon élő populáció és a tenyészállomány (0,089), valamint a vadon élő és utód állomány (0,123) között.

A három eredeti populáció létezését a STRUCTURE elemzés alá támasztotta, amelynek eredményeként a legvalószínűbb klaszterszám három (K = 3, átlag LnP (K) = - 6037,19; Delta K = 40,499), az összes marker felhasználásával (1. ábra.). Ha csak semleges markereket vettünk figyelembe, akkor a legvalószínűbbnek a K = 2-t kaptuk (átlag LnP (K) = - 4946,13; Delta K = 71,640).

A DAPC elemzés a mintákat származásuk szerint, az előző eredményekkel összhangban, három csoportba osztotta szét, alá támasztva egy távoli (vad) és két részben egymással átfedő (szülő és utód) csoport jelenlétét (1. ábra).

1. ábra A STRUCTURE és DAPC analízis eredménye az összes marker felhasználásával.

Összefoglalás

Bár a halastavi állomány mindkét populációja diverzitását tekintve szegényebb volt a Balatonihoz képest, a heterozigozitás magas mértéke igazolja a megfelelő, hosszútávon is fenntartható tenyésztés meglétét. Áruhal előállítás esetében ez a genetikai háttér megfelelően támogatja a halastavi termelést. Kánainé et al. (2019) a Duna-medence tíz süllőpopulációjának genetikai sokféleségét írta le (ideértve a Balaton és az Attala populációkat is) egy másik mikroszatellitkészlet felhasználásával. A két populáció genetikai sokfélesége mérsékelt (Ar = 3,49 és 3,50 He = 0,46, illetve 0,52 a Balaton és az Attala populációban) a többi populációhoz képest (Ar = 2,48-3,97 He = 0,48-0,59), de alacsonyabb, mint a jelen tanulmányban.

A nagyobb sokféleség ellenére a balatoni populáció a közelmúltbeli bottleneck jeleit mutatta. Specziár ésTurcsányi (2017) alapján, a Balaton süllőpopulációjára magas a hasznosítás mértéke, a korai életkorban a megfelelő táplálék hiánya, valamint a magas ragadozási arány és a kannibalizmus jellemző. Ezeknek a tényezőknek nagy a populációméretet csökkentő hatása, ami a genetikai szerkezet változásait eredményezi.

Specziár A. és Turcsányi B. (2017) évente 1-1,5 millió ivadék Balatonba telepítéséről számol be. A jelölés visszafogás adatai alapján átlagosan 7,7%-os túlélést tapasztaltak <150 g méretkategória esetén, míg az érték 30,1% volt, ha 300 g feletti méretet telepítettek. A Ryman – Laikre modell alapján a minimális effektív populáció méret a tenyészállatoknál 5, 53 és 176-nak kell lennie, 1%, 10% és 30% szaporodási siker mellett annak biztosítása érdekében, hogy az Ne = 1000 vadon élő populációnak ne csökkenjen a populáció mérete (Grant et al., 2017). Vizsgálatunk utód csoportjának méretkategóriájában (<150 g) az effektív populáció méret (Ne = 15,1) ez alapján csak 1% körüli szaporodási sikert támogat. Salminen et al. (2012) erősen változó reprodukciós sikert írt le a fajban. Ez azt feltételezi, hogy a „Ryman-Laikre” hatás magas lehet, ha a balatoni populációt nagyszámú ivadékkal telepítjük. Mivel a süllő nem vándorló halfaj (az ívási mozgások maximális távolsága kevesebb, mint 35 km, (Lappalainen et al., 2003), a helyi populációk tenyésztésével a keltetőállomány arányának függvényében óvatosan kell eljárni.

Kulcsszavak: Sander lucioperca, Balaton, tógazdaság, genetikai diverzitás

Köszönetnyilvánítás

Ezúton köszönjük Faidt Petra és Bognár Attila segítségét a tógazdasági minták gyűjtése során. A kutatás az EFOP-3.6.1-16-2016-00007 projekt támogatásával készült.

Irodalom

Dubut V., Grenier R., Meglécz E., Chappaz R., Costedoat C., Danancher D., Descloux S., Malausa T., Martin J.F., Pech N., Gilles A. 2010. Development of 55 novel polymorphic microsatellite loci for the critically endangered Zingel asper L. (Actinopterygii: Perciformes: Percidae) and cross-species amplification in five other percids, European Journal of Wildlife Research 56, 931-938.

Fraser D.J., Walker L., Yates M.C., Marin K., Wood J.L.A., Bernos T., Zastavniouk C. 2019. Population correlates of rapid captive-induced maladaptation in a wild fish. Evolutionary Applications 12, 1305–1317.

Grant W.S., Jasper J., Bekkevold D., Adkison M. 2017. Responsible genetic approach to stock restoration, sea ranching and stock enhancement of marine fishes and invertebrates. Reviews in Fish Biology and Fisheries 276: 15-649.

Guillerault N., Hühn D., Cucherousset J., Arlinghaus R., Skov C. 2018. Stocking for pike population enhancement. In: Skov C, ed. Biology and Ecology of Pike. CRC Press, 215–247

Kohlmann K., Kersten P. 2008. Isolation and characterization of nine microsatellite loci from the pike-perch, Sander lucioperca (Linnaeus, 1758), Molecular Ecology Resources 8(5), 1085-1087

Kánainé Sipos D., Kovács G., Buza E., Csenki-Bakos K., Ősz Á., Ljubobratović U., Cserveni-Szücs R., Bercsényi M., Lehoczky I., Urbányi B., Kovács B. 2019. Comparative genetic analysis of natural and farmed populations of pike-perch (Sander lucioperca) Aquaculture International

Laikre L., Schwartz M.K., Waples R.S., Ryman N., GeM Working Group. 2010. Compromising genetic diversity in the wild: unmonitored large-scale release of plants and animals. Trends in Ecology and Evolution 25: 520-529.

Lappalainen J., Dörner H., Wysujack K. 2003. Reproduction biology of pikeperch (Sander lucioperca (L.)) – a review. Ecology Freshwater Fish 12, 95–106.

Leclerc D., Wirth T., Bernatchez L. 2000. Isolation and characterization of microsatellite loci in the yellow perch (Perca flavescens), and cross- species amplification within the family Percidae. Molecular Ecology 9, 995–997.

Salminen M., Koljonen M., Säisä M., Ruuhijärvi J. 2012. Genetic effects of supportive stockings on native pikeperch populations in boreal lakes--cases, three different outcomes. Hereditas. 149(1), 1-15.

Specziár A., Turcsányi B. 2017. Management of pikeperch stocking in Lake Balaton: effect of season, area, fish size and method of release on the rate and distribution of recaptures. Knowledge & Management of Aquatic Ecosystems 418, 52.

Waples R.S., Hindar K., Karlsson S., Harda J.J. 2016. Evaluating the Ryman–Laikre effect for marine stock enhancement and aquaculture. Current Zoology 62, 617–627.

Wirth T., Saint-Laurent R., Bernatchez L. 1999. Isolation and characterization of microsatellite loci in the walleye (Stizostedion vitreum), and cross-species amplification within the family Percidae. Molecular Ecology 8, 1960–1962.